Kan Östersjön restaureras? - VISS

Kan Östersjön restaureras?

Utvärdering av erfarenheter från sjöar

rapport 5860 • aUgUsti 2008

rapport 5507 • november 2006

Kan Östersjön restaureras? – Utvärdering av erfarenheter från sjöar

Del 1

Biomanipulering som restaureringsverktyg - kunskapssammanställning för limniska och

marina system

Lars-Anders Hansson

Ekologiska inst./Limnologi Ekologihuset 223 62 Lund

NATURVÅRDSVERKET

Beställningar Ordertel: 08-505 933 40 Orderfax: 08-505 933 99

E-post: [email protected] Postadress: CM Gruppen AB, Box 110 93, 161 11 Bromma

Internet: www.naturvardsverket.se/bokhandeln

Naturvårdsverket Tel 08-698 10 00, fax 08-20 29 25

E-post: [email protected] Postadress: Naturvårdsverket, SE-106 48 Stockholm

Internet: www.naturvardsverket.se

ISBN 978-91-620-5860-9.pdf ISSN 0282-7298

© Naturvårdsverket 2008

Elektronisk publikation

Tryck: CM Gruppen AB Omslagsfoton: Fucusplanta, fucuskarta: Sif Johansson

Karta över syrebrist i Östersjön och Västerhavet: Claes Bernes

NATURVÅRDSVERKET Rapport 5860 – Kan Östersjön restaureras? – Utvärdering av erfarenheter från sjöar

Förord Utbredningen av syrefria djupbottnar i Östersjön uppskattas idag vara fyra gånger så stor som för hundra år sedan och motsvara en yta lika stor som Danmark. Varia-tionerna mellan år är stora men trenden är otvetydig. Dessutom har bottnar med syrebrist ökat markant inne i kustområden, där det tidigare inte varit ett problem. Problemen med syrefria bottnar är sammanlänkade med övergödning och somrarnas blomningar av cyanobakterier. När Östersjöns bottnar blir syrefria frigörs den fosfor som finns i bunden form i syrerika sediment. Denna lösta fosfor transporteras upp i vattenmassan och bidrar till cyanobakteriernas tillväxt. Ju större yta syrefria bottnar, desto mer fosfor frigörs som kan öka blomningarna av cyano-bakterier.

Naturvårdsverket har på uppdrag av regeringen undersökt möjligheterna att restaurera Östersjöns syrefria bottnar . Resultaten redovisas i rapporten ”Möjliga åtgärder och effekter för att minska fosforläckage från Östersjöns syrefria bottnar”, inlämnad till regeringen den 30 april 2008. Som underlag till rapporten har Naturvårdsverket bland annat låtit utvärdera erfarenheter från restaurering av sjöar med ett försök till att värdera möjligheterna att även utföra restaurering i havsmiljö.

Emil Rydin har i avsnittet Kemiska och fysiska sjörestaureringsmetoder – något för Östersjön? kompletterat och uppdaterat rapporten Sjörestaurering i Sverige. Metoder och resultat från 1990 (Naturvårdsverkets rapport 3817) av Kurt Pettersson och Maud Wallsten.

Lars-Anders Hansson har i avsnittet Biomanipulering som restaurerings-verktyg: kunskapssammanställning för limniska och marina system uppdaterat och kompletterat sin tidigare rapport Biomanipulering som restaureringsverktyg för näringsrika sjöar. En kunskapssammanställning från 1998 (Naturvårdsverket rapport 4851).

Kontaktpersoner på Naturvårdsverket har varit Sif Johansson och Cecilia Lindblad. Författarna svarar själva för innehåll, slutsatser och rekommendationer i rapporten.

Naturvårdsverket riktar ett varmt tack till författarna.

Naturvårdsverket i augusti 2008

3


4


Innehåll

DEL 1 BIOMANIPULERING SOM RESTAURERINGSVERKTYG-KUNSKAPSSAMMANSTÄLLNING FÖR LIMNISKA OCH MARINA SYSTEM

1 SAMMANFATTNING OCH ÖVERGRIPANDE SLUTSATSER 8

2 SUMMARY AND COMPREHENSIVE CONCLUSIONS 9

3 INLEDNING OCH MÅLBESKRIVNING 11

4 TEORETISK BAKGRUND TILL BIOMANIPULERING 12

5 UPPDATERING AV KUNSKAPER OM BIOMANIPULERING I SJÖAR 13 5.1 Rovfiskutsättning 14 5.2 Reduktionsfiske på planktivor fisk i sjöar 16

5.2.1 Reduktionsfiskets effektivitet betydelsefull 16 5.2.2 Återgång till ursprungsläget 19 5.2.3 Bentiska processer betydelsefulla 19 5.2.4 Svårare biomanipulera stora volymer 21

6 GENERELLA SLUTSATSER AV BIOMANIPULERINGAR I SJÖAR 22 6.1 Modeller som prediktionsverktyg 23 6.2 Biomanipulering ger positiva effekter på biologisk mångfald 25

7 REKOMMENDATIONER INFÖR BIOMANIPULERING I SJÖAR27

8 ÖVERFÖRING AV BIOMANIPULERINGSMETODER TILL MARINA SYSTEM 29 8.1 Förutsättningar för biomanipulering i marina system 30 8.2 Typer av biomanipulering i marina system 32

9 RISKER OCH MÖJLIGHETER 37 9.1 Risker 37 9.2 Möjligheter 39

10 ÅTGÄRDSFÖRSLAG 41

11 TACK 43

12 REFERENSER 44

5


DEL 2 KEMISKA OCH FYSISKA SJÖRESTAURERINGSMETODER – NÅGOT FÖR ÖSTERSJÖN? 51

1 SAMMANFATTNING 52

2 SUMMARY 53

3 INLEDNING 54

4 FOSFOR I SEDIMENT – EN KOMPLEX HISTORIA 55

5 METODER VID SJÖRESTAURERING 59 5.1 Utspädning & genomspolning 59

5.1.1 Tillvägagångssätt 59 5.1.2 Hur har det gått? 59

5.2 Hypolimnionavtappning 59 5.2.1 Tillvägagångssätt 60 5.2.2 Hur har det gått? 60

5.3 Omblandning 61 5.3.1 Tillvägagångssätt 62 5.3.2 Hur har det gått? 62

5.4 Hypolimnionluftning & syrgassättning 64 5.4.1 Tillvägagångssätt 64 5.4.2 Hur har det gått? 65

5.5 Järntillsats 69 5.5.1 Tillvägagångssätt 70 5.5.2 Hur har det gått? 70

5.6 Sedimentoxidering - RIPLOX 72 5.6.1 Tillvägagångssätt 72 5.6.2 Hur har det gått? 72

5.7 Kalciumtillsats 72 5.7.1 Tillvägagångssätt 73 5.7.2 Hur har det gått? 73

5.8 Phoslock™ 74 5.8.1 Tillvägagångssätt 74 5.8.2 Hur har det gått? 74

5.9 Aluminiumbehandling 74 5.9.1 Tillvägagångssätt 75 5.9.2 Hur har det gått? 77

5.10 Muddring 79 5.10.1 Tillvägagångssätt 79 5.10.2 Hur har det gått? 80

6 BEDÖMNING AV METODERNAS ANVÄNDBARHET I ÖSTERSJÖN OCH DESS KUSTZON 82

6


6.1 Hypolimnionluftning med järntillsats 83 6.2 Kalktillsats 83 6.3 Aluminiumbehandling 83

7 REFERENSER 85

7


1 Sammanfattning och över-gripande slutsatser

Biomanipulering som praktisk metod för sjörestaurering har inte förändrats nämn-värt under de senaste tio åren förutom att man nu har längre tidsserier och fler studier som visar att om biomanipuleringen genomförs på rätt sätt ger den vanligen goda resultat. Senare års studier visar också att bentiska processer är väl så viktiga som de pelagiska och att fiske riktat mot bentiska fiskarter ger betydande förbätt-ringar i såväl vattenkvaliteten som den biologiska mångfalden i sjöar. Vad gäller marina system har sannolikt inga biomanipuleringar i form av reduktionsfisken med avsikt att reducera algblommar någonsin vidtagits, varför det inte finns några erfarenheter att använda sig av vid en eventuell åtgärd i Östersjön. Baserat på erfarenheter från sjöar måste man tyvärr dra den slutsatsen att biomanipulerings-metoder har sämre prognos i Östersjön än i limniska system. Orsakerna till detta är dels att vattenvolymen, såväl som kvantiteten fisk som ska hanteras, är väldigt mycket större. Vidare kan man i Östersjön inte räkna med draghjälp från expansion av undervattensväxter. Dessutom utgörs betarna (zooplankton) huvudsakligen av copepoder, vilka dels är mindre effektiva än de i limniska system dominerande cladocererna, dels är mer selektiva i sitt födoval och väljer till stor del bort cyano-bakterier som föda. Detta innebär att även om en utfiskning av planktivor fisk skulle ge fler betare riskerar deras betning på sommarblommarna av cyanobakterier att bli ganska blygsam. Emellertid finns det goda möjligheter att en ökad mängd betare kan påverka vårblommen av andra typer av alger. Detta kan i sin tur gynn-samt påverka syremiljön, d.v.s. mildra hypoxin i bottenvattnet genom att mindre mängder alger ska brytas ner.

De övergripande riskerna med en biomanipuleringsutfiskning i Östersjön är dels att t.ex. kammaneten (Mnemiopsis) tar över skarpsillens (Sprattus sprattus) födonisch, dels att åtgärden drar fokus från de åtgärder som verkligen angriper problemet: tidsbegränsat totalstopp för fisket på torsk samt en kraftfull reducering (halvering) av närsaltflödet (fosfor och kväve) från land. Båda dessa åtgärder rekommenderas kraftfullt men kräver betydande politiskt mod och skicklighet för att genomföra, men är de enda åtgärderna som kan garantera en märkbar förbätt-ring av Östersjöns vattenkvalitet, såväl som fiske, inom 10 år, eftersom de riktas mot problemen och inte bara mot symtomen. Om dessa åtgärder sätts i verket har olika typer av biomanipulering goda prognoser att skynda på processen mot färre och mindre omfattande algblommar i Östersjön. Såväl reduktionsfiske, rovfisk-utsättning och konstgjorda musselbankar bör emellertid fokuseras till identifierade ”hot-spots” där de på ett märkbart sätt har potential att förbättra vattenkvaliteten och den biologiska mångfalden i kustzonen. Det är däremot mindre sannolikt att biomanipuleringsåtgärder, eller andra ingenjörsmetoder, i öppna havet är kostnads-effektiva eller ens realiserbara. Förutom ovan nämnda slutsatser framförs i rapporten flera konkreta förslag såsom: inrättande av ”rådsgrupp” (Think-tank) för koordinering av idéer och åtgärdsförslag, handel med fiskekvoter, samt fokusering av eventuella åtgärder till ovan nämnda ”hot-spots”.

8


2 Summary and comprehensive conclusions

Biomanipulation as a method for lake remediation has not changed much during the last decade, except that longer time series and more studies show that if correctly performed, a biomanipulation often gives satisfying results. Recent studies also show that benthic processes are more important than previously thought and that fishing directed towards benthic fish provides improvements in both water quality and biodiversity in lakes. With respect to marine systems no large scale fish reductions have been performed with the aim to reduce algal blooms, leading to that our knowledge on how marine systems may respond to a biomanipulation is negligible. Compared to lakes, the effects from a biomanipula-tion is likely to be less successful in marine systems, e.g. the Baltic Sea, due to the enormous volumes of water and the large amount of fish to handle and dispose. Moreover, the positive feed back from vegetation that is common in lakes, is not likely to be significant in marine systems. Finally, the dominant grazing zoo-plankton group in the sea is generally copepods, which are less efficient and more selective feeders than cladocerans, which generally dominates in freshwaters. This means that even if a planktivorous fish reduction should be successful and the abundance of grazing zooplankton would increase, their grazing on cyanobacterial summer blooms would probably be moderate. However, an increased abundance of copepod grazers may affect the spring bloom of smaller algal species, which in turn may reduce the hypoxia of bottom waters since lower amounts of algae will be produced and decomposed.

Major risks with biomanipulation by means of reduction in planktivorous fish in the Baltic Sea include that the invasive jellyfish Mnemiopsis may take over the niche of the planktivorous fish. Moreover, any engineering method will draw focus from potential measures directed towards the cause of the problems, such as over-fishing and high nutrient input from land. Hence, both a total stop of the commer-cial fishing for at least three years and a 50% reduction in nutrient transport to the Baltic Sea are recommended, although both political courage and skills are needed for such decisions. However, these are the only measures that within a ten year period can guarantee improved water quality, as well as a sustainable commercial fishing in the Baltic Sea. If these measures are applied, different types of bio-manipulations are likely to speed up the remediation process towards less frequent and less severe cyanobacterial blooms in the Baltic Sea. However, biomanipulation methods such as planktivorous fish reduction, predator fish additions and artificial mussel banks should be focused to identified coastal “hot spots”, e.g. river mouths and recreational areas, where they locally are likely to improve the water quality and biodiversity. On the contrary it is less likely that any engineering method, including biomanipulation, applied in the open water would be cost effective. In addition to the above mentioned recommendations, this report also discusses several concrete suggestions regarding the Baltic Sea such as: A “think-tank” for

9


coordination of all measures and initiatives taken; possibilities for trading of fish-ing quotas, and identification of “hot-spots” for focused measures.

10


3 Inledning och målbeskrivning Bakgrunden till denna rapport är att metoder där man på olika sätt gör förändringar i födokedjan, såsom olika typer av biomanipuleringar, har visat sig ha god fram-gång i sjöekosystem. Eftersom problemen i marina system, t.ex. eutrofiering och ökning i andelen planktivor (zooplanktonätande) fisk, alltmer börjar likna de som inlandsvatten brottats med under lång tid är det logiskt att de restaureringsmetoder som tidigare utarbetats för sjöar också appliceras på marina ekosystem. Mitt upp-drag har formulerats mycket kortfattat och består av två delar: dels uppdatera en tidigare rapport (Biomanipulering som restaureringsverktyg för näringsrika sjöar – en kunskapssammanställning), dels att bedöma möjligheterna att överföra erfaren-heterna för biomanipulering i kustnära respektive öppna havsområden. Eftersom rapporten ska användas som beslutsunderlag är målgruppen tjänstemän med goda bakgrundskunskaper inom området, vilket också gjort att rapporten skrivits så koncist och kort som möjligt, utan alltför mycket beskrivningar eller definitioner. Som källor har jag främst använt vetenskaplig litteratur som sökts i databasen BIOSIS (Web of Science) där fokus lagts på litteratur publicerad senare än 1998, men jag har också använt mig av information från forskare och tjänstemän som arbetar aktivt med Östersjön. En tredje källa har varit kunskaper inhämtade från pågående eller just avslutade biomanipuleringar i limniska system, d.v.s. direkt kontakt med verksamheten.

Biomanipulering har i sjöar använts som en metod att reducera effekterna av en eutrofieringsprocess, d.v.s. att närsalthalterna ökar kraftigt vilket får till följd att alger (fytoplankton) ökar i biomassa och ibland bildar s.k. “blommar”. Genom att t.ex. reducera mängden zooplanktonätande fisk (planktivorer) tänkte man sig att betande zooplankton skulle öka i antal och därmed äta upp algerna. Metoden har, som beskrivs nedan, fungerat relativt bra i sjöar. Eftersom våra hav, speciellt då innanhav som t.ex. Östersjön, också genomgår en eutrofieringsprocess (Elmgren 1989; Elmgren 2001) är det logiskt att fråga sig om metoden biomanipulering skulle kunna användas för att reducera intensitet och frekvens av algblommar också i dessa vatten. Även om mitt övergripande uppdrag har varit att uppgradera kunskapen kring biomanipulering i sjöekosystem, innefattar det också att göra en utblick över möjligheterna att använda metoden i marina system.

I nedanstående kapitel beskriver jag kortfattat bakgrunden till biomanipulering som restaureringsmetod. För en mer utförlig beskrivning av metoden och dess bakgrund hänvisas till NV rapport #4851 (“Biomanipulering som restaurerings-verktyg för näringsrika sjöar – en kunskapssammanställning), samt (Hansson et al. 1998).

11


4 Teoretisk Bakgrund till biomani-pulering

Teorin bakom begreppet biomanipulering är hämtad från landekosystem där man under 1950 och 1960-talen började fundera på varför inte betande djur åt upp alla gröna växter. Svaret blev att om det finns mycket gröna växter så blir det många betare, men betarna blir i sin tur uppätna av rovdjur (Hairston et al. 1960). På detta sätt pågår en ständig terrorbalans mellan gröna växter, betare och rovdjur. Parallellt med Hairston, Smith och Slobodkin observerade en limnolog i dåvarande Tjecko-slovakien (Hrbácek et al. 1961) att fisk, genom att äta zooplankton, förorsakade algblommar, d.v.s. samma process som de amerikanska forskarna föreslagit tycktes också vara aktiv i akvatiska system. Teoribildningen inom området utvecklades, förvånande nog, väldigt lite under de kommande åren och tog inte fart förrän under 1980-talet då teorin omarbetades och lanserades som ”Cascading trophic inter-actions” av en amerikansk grupp (Carpenter et al. 1985). Med detta uttryck menade man att en förändring i en trofisk nivå resulterar i en kaskad av effekter på flera andra trofiska nivåer. Det nygamla konceptet stimulerade till en intensiv utveckling av teoribildningen och anpassning av den till sjöekosystem. Så småningom lyck-ades man väva ihop den tidigare allomfattande förklaringsmodellen att algbio-massans utveckling uteslutande berodde på mängden närsalter (fosfor), den s.k. ”bottom-up” teorin, med det nya ”top-down” teorin – d.v.s. att fisken, via djur-plankton, styr hur mycket växtplankton det blir. Under senare år har det blivit allt tydligare att det inte är det ena eller andra betraktelsesättet som är korrekt, utan att såväl närsalter som födovävens sammansättning har betydelse för hur algerna till-växer och eventuellt bildar “blommar” (massförekomster). Detta kombinerade betraktelsesätt har lagt grunden för utvecklingen av restaureringsmetoden bio-manipulering; en term som först myntades av amerikanen Joseph Shapiro (Shapiro et al. 1975).

12


5 Uppdatering av kunskaper om biomanipulering i sjöar

Den ursprungliga teorin bakom biomanipulering byggde helt på att när mängden djurplanktonätande (planktivor) fisk reduceras ökar betningstrycket av djurplank-ton på växtplankton, d.v.s. man väntar sig att det är de pelagiala (”öppna vattnet”) processerna som är av vikt (figur 1). Emellertid tycks även de litorala (grunda om-råden) processerna, såsom tillväxt av undervattensväxter och fiskars födosök på bottnen, ha lika stor, eller kanske större, betydelse för hur lyckad en biomanipule-ring blir. Vad gäller födovävsteorin som bas för biomanipuleringar bör dess betyd-else följaktligen tonas ner. Istället för att vara den enda mekanismen bakom en biomanipulering kan kedjan fisk – djurplankton – växtplankton tänkas vara start-punkten för flera andra processer. De rent praktiska metoderna för biomanipulering är i princip densamma som tidigare beskrivits, men sättet att angripa problemet och genomföra rehabiliteringen har finslipats och formaliserats. Det finns t.o.m. “steg-för-steg recept” för genomförande av ett åtgärdsprogram (Mehner et al. 2004). En biomanipulering, d.v.s. att man manipulerar biologin i ett ekosystem, kan genom-föras på flera olika sätt och riktas mot olika organismgrupper. I denna samman-ställning har jag, vad gäller sjöar, fokuserat på rovfisktillsättning och reduktions-fiske av planktivor fisk (arter som äter zooplankton).

Figur 1. Jämförelse mellan huvudaktörerna i eutrofa, limniska system och i Östersjön. Pilarnas storlek visar den relativa effekten en nivå i födokedjan har på underliggande nivå. Födokedjorna är till stor del är lika till sin funktion men betningen i sjöar kan potentiellt domineras av effektiva cladocerer, medan de dominerande betarna i Östersjön vanligen är copepoder, vilka har lägre betningseffektivitet och selekterar aktivt mot cyanobakterier. Detta medför att Östersjöns zoo-plankton sannolikt har svårare än betare i sjöar att reglera cyanobakterier.

13


5.1 Rovfiskutsättning En vanlig metod att biomanipulera är att tillsätta rovfisk för att reglera den plank-tivora fisken. En av de mer lyckade rovfiskutsättningarna genomfördes i Lake Mendota, Madison, WI , U.S.A., där gös och gäddyngel (totalt nästan 3 milj. indi-vider) sattes ut under en tioårsperiod från 1987-1999 (Lathrop et al. 2002). Åtgär-derna medförde en kraftigt ökande mängd av såväl gädda som gös, från <1 kg ha-1 till mellan 4 och 6 kg ha-1. Bland betande zooplankton ersattes små Daphnia mendotae av större och effektivare D. pulicaria. Dessutom uppmättes ett något förbättrat siktdjup. Det ska noteras att projektet genomfördes inom ett mycket väl fungerande samarbete mellan forskare (Univ. of Wisconsin, Madison), avnämare (främst fiskare) och myndigheterna. Författarna bedömer åtgärderna som en succé (Lathrop et al. 2002), men anser att om restriktionerna för fritidsfisket hade varit hårdare hade resultaten blivit än bättre, vilket understryker att det selektiva fisket på rovfisk försämrade utfallet av åtgärderna. Även om resultaten från rovfisktill-satserna i Lake Mendota får anses lyckosamma ska man ha i minne att samtidigt som rovfisktillsatsen genomfördes inträffade en kraftig och oplanerad selektiv fiskdöd av en planktivor fisk (Coregonus artedi) från cirka 450 kg ha-1 till 30 kg ha-1. I vad mån denna händelse var mer betydelsefull för resultaten än själva rovfisktillsatsen är okänt (Lathrop et al. 2002).

En annan relativt lyckad rovfisktillsats genomfördes i den lilla, djupa, hyper-eutrofa Lake Mutek, Polen (11 ha, max djup 17 m). Under ett flertal år tillsattes totalt 150 000 rovfiskar, vilket motsvarar 15 000 ha-1! (Dawidowicz et al. 2002). Rovfisktillsatsen minskade planktivormängden i öppna vattnet till en tredjedel av vad det var innan tillsatsen, vilket fick till följd att främst små zooplankton (clado-cerer) ökade kraftigt i antal och siktdjupet mer än dubblerades och blev det högsta på 20 år. Vid sidan av direkt predation anser författaren att bytesfisken även rea-gerade beteendemässigt och undvek det öppna vattnet och gav därmed möjlighet för zooplankton att öka i mängd. Manipuleringen ansågs lyckad och sjön ändrades från att vara kategoriserad som hypereutrof till att bli eutrof. Det ska dock noteras att insatsen var mycket kraftig!

Förutom några enstaka lyckade rovfisktillsättningar, varav de ovan nämnda utgör exempel på, är den genomgående erfarenheten att endast under mycket speci-ella förhållanden leder en rovfisktillsättning till reducering av planktivor fisk som är tillräckligt stor för att påverka vattenkvaliteten (Skov and Nilsson 2007). Rekommendationer från genomförda studier är att de insatta rovfiskynglen ska vara så stora som möjligt och att man bör anpassa insättningen så att den sammanfaller med de planktivora fiskarnas kläckning på våren (Skov and Nilsson 2007). Dess-utom bör inte insättning av t.ex. gäddyngel göras som enda insats utan spridas till flera tillfällen under våren. Som exempel kan anges insättning av gäddyngel (20-40 mm, en månad gamla) till Lake Udbyover, Danmark, som visade att mindre än 50% av gäddorna var piscivora (d.v.s. åt fisk) innan de var cirka 100 mm långa, d.v.s. de hade mycket begränsad effekt på planktivor fisk första säsongen, vilket ledde författarna till slutsatsen att det sannolikt är bättre att sätta ut större storlekar och större mängder gädda än i den genomförda studien (Skov et al. 2003).

14


Liknande erfarenheter beskrivs också av (Wysujack et al. 2001) som arbetade med insättning av 13 000 gäddor under 1994-1996, men de pekar också på problemet med låg överlevnad av gäddynglen p.g.a. kannibalism från större gäddor. För-fattarna anger också konflikten med fiskeriintressena som ett betydande problem för att insättningar ska lyckas, och understryker att det är viktigt att införa restrik-tioner på fisket av rovfisk (Wysujack et al. 2002; Wysujack et al. 2001).

En liknande slutsats kom man till i en studie av fem sjöar i Tyskland där rov-fisk tillsatts, men där de förväntade effekterna tog längre tid än väntat, sannolikt p.g.a. intensivt fritidsfiske (Scharf 2007). Men upprepad insättning av rovfisk, i kombination med restriktioner för fritidsfisket, hade viss effekt, t.ex. ökade stor-leken på daphnier. Man noterade också, liksom (Dawidowicz et al. 2002)(se ovan), att inte bara direkt predation från de tillsatta rovfiskarna hade betydelse, utan också att beteendet hos planktivorerna ändrades så att de höll sig inne i vegetationen för att undgå predation. Författaren anser att detta ändrade beteende skulle kunna skapa en refug i det öppna vattnet för betande zooplankton (Scharf 2007). Det ska dock noteras att andra författare (Gliwicz 2005) visar att planktivor fisk kan gömma sig undan rovfisk länge utan att äta, men när de sedan får möjlighet att äta kan de mycket snabbt och effektivt reducera antalet zooplankton, d.v.s. även om den planktivora fisken tillfälligt skräms in i vegetationen av rovfisken, kan de under korta raider ut i pelagialen kraftigt reducera antalet zooplankton (se även nedan).

Flera studier drar slutsatsen att en kombination av fiskerestriktioner, tillsättning av rovfisk och reduktionsfiske behövs för att förbättra en sjös kvalitet. Till exempel i Lake Köyliönjärvi, Finland, var gös äldre än 4 år mycket ovanlig p.g.a. fritids-fiske som var alldeles för intensivt (Salonen et al. 1996). De beräknade att en gös med slutvikt 2.5 kg har ätit 10.6 kg fisk under sina fyra första år. Om årliga fiske-mortaliteten p.g.a. fritidsfiske minskade från 72% till 62% skulle predationseffek-tiviteten hos gös fördubblas! De drar slutsatsen att fiskerestriktioner skulle vara en billig metod att förbättra sjön. I sjön Feldberger Hausee, Tyskland, beräknade man att en 1 kg rovfisk konsumerade mellan 1.1 och 4.7 kg bytesfisk per år, vilket leder till att andelen rovfisk i sjön bör vara minst 21% av den totala fiskbiomassan för att nettotillväxten av mört skulle vara noll (Wysujack and Mehner 2002).

De flesta rapporter från insättning av rovfisk vittnar emellertid om att inga tyd-liga effekter kan ses på t.ex. siktdjup, algbiomassa m.m. Så var fallet i t.ex. många danska sjöar (Liboriussen et al. 2007), samt i Maltanski Reservoir, Polen (Kozak and Goldyn 2004), och i en reviewartikel konstaterar (Drenner and Hambright 1999) att insättning av rovfisk har den lägsta graden av framgång bland flera olika åtgärder.

Orsakerna bakom att rovfisketillsats vanligen inte har varit lyckosam är givet-vis att tillsatsen av rovfisk inte varit tillräcklig, att det förekommer kannibalism eller att överlevnaden av andra orsaker varit låg, men i så gott som samtliga studier poängterar man att åtgärden inte lyckats p.g.a. att reglering av fritids- eller yrkes-fisket på rovfisk varit obefintlig eller för vek (Lathrop et al. 2002; Scharf 2007; Wysujack et al. 2002; Wysujack et al. 2001; Wysujack and Mehner 2002). Således är ett mycket restriktivt, eller helt stoppat, fiske på rovfisk att rekommendera om en

15


insats ska ha förutsättningar att lyckas. Om detta av någon anledning (kultur, lobbying, ekonomi) inte kan genomföras bör det övervägas om en rovfiskinplan-tering alls är värd att genomföra.

5.2 Reduktionsfiske på planktivor fisk i sjöar Reduktionsfiske på planktivor fisk är den vanligaste typen av biomanipulering och har, något orättfärdigt, ofta använts som synonym för begreppet biomanipulering. I en reviwartikel ställer sig den polske forskaren M. Gliwicz (Gliwicz 2005) frågan: Varför är det så svårt att biomanipulera? Hans slutsats är att den problematiska länken är den mellan zooplankton och de planktivora fiskarna (figur 1). Hans argument är att 1) planktivora fiskar är snabba att skörda en uppkommen resurs; 2) zooplankton är nästan försvarslösa (förutom att de kan dygnsmigrera); 3) planktivorer är selektiva, men också mycket plastiska i sitt födoval, d.v.s. kan överleva på andra födoslag än det prefererade. 4) planktivorer är, i motsats till sina zooplanktonbyten, mycket rörliga och kan söka av stora områden efter föda; 5) planktivorer är mycket försiktiga och byter gärna en middag mot säkerhet och kan svälta länge i väntan på säkert födointag; 6) De kan lätt kompensera för för-lorade födotillfällen genom att frossa då och då.

Gliwicz konstaterar också att frustrationen vad gäller biomanipulering är större vad gäller djupa än grunda sjöar eftersom reduktionsfiske verkar vara svårare att lyckas med här (Gliwicz 2005). Detta antagande styrks av flera studier, bl.a. i Feld-berger Hausee, Tyskland, där det först genomfördes en 90% näringsreduktion (minskad belastning och utfällning av fosfor), vilken inte gav några mätbara för-bättringar. Fem år senare genomfördes en biomanipulering (107 ton cyprinider togs bort under 15 år; cirka 1000 piscivorer tillsattes per hektar). Resultatet blev ett något lägre antal planktivor fisk, en dubblering i zooplanktonbiomassa, ingen för-ändring i mängden undervattensväxter (djup sjö) (Kasprzak et al. 2003). Författar-nas slutsats blev att biomanipulering i djupa sjöar sannolikt är svårare att lyckas med eftersom man inte får respons i undervattensväxter. De spekulerar också i om biomanipuleringsinsatsen kanske inte varit tillräckligt kraftfull eller drog ut under för lång tid (Kasprzak et al. 2003). Det står helt klart att en huvudorsak bakom de flesta mindre lyckade biomanipuleringar är att insatserna inte varit tillräckliga eller dragit ut på tiden så att den planktivora fisken kunnat kompensera utfisket med reproduktion (Bergman et al. 1999b; Ter Heerdt and Hootsmans 2007).

5.2.1 Reduktionsfiskets effektivitet betydelsefull Framgångsrika biomanipuleringar har vanligen reducerat 70-80 % av planktivor-bentivora fiskbiomassan vilket vanligen motsvarar flera hundra kilo per ha, men man har i vissa fall uppnått relativt goda resultat med endast en 50% reduktion i fiskbiomassa (Jeppesen and Sammalkorpi 2002). I några Kanadensiska sjöar redu-cerades planktivor fisk med olika effektivt i de olika sjöarna och författarna drog från resultaten slutsatsen att effekterna på sjöarna står i direkt proportion till in-satsens effektivitet. (Brodeur et al. 2001), vilket också tidigare visats vara en generell slutsats (Hansson et al. 1998). Enligt senare rön bör man uppnå en sådan

16


reduktionseffektivitet att endast cirka 50 kg planktivor fisk per ha återstår. En annan mycket grov uppskattning av hur mycket fisk som bör tas ut för att resultatet ska bli lyckat gjordes av (Jeppesen and Sammalkorpi 2002) (figur 2). Uppskatt-ningen visar att för en sjö med 50 µg total-fosfor L-1 bör man sikta mot att ta bort cirka 150 kg planktivor fisk ha-1 år-1, medan det vid en fosforkoncentration av, låt säga 160 µg L-1 måste tas bort uppåt 250 kg ha-1 år-1 (figur 2). I den finska sjön Äimäjärvi, som hade en totalfosforhalt på mellan 45 och 66 µg L-1, nätfiskades totalt cirka 250 kg mört ha-1 bort under en treårsperiod (d.v.s. cirka 80 kg ha-1 år-1). Trots att utfiskningen inte var fullt så effektiv som föreslogs av (Jeppesen and Sammalkorpi 2002) (figur 2) blev resultatet ganska hyfsat med en något ökande mängd zooplankton och en reduktion av fytoplanktonbiomassan till hälften, samt att de tidigare cyanobakterieblommarna kom senare på året (Rask et al. 2003).

0

50

100

150

200

250

300

350

400

450

0 20 40 60 80 100 120 140 160 180 200

Totlfosfor (µg/L)

Fång

stm

ål (k

g/(h

a år

))

Figur 2. Förhållandet mellan fosforkoncentrationen (total-fosfor) i vattnet och den biomassa planktivor och bentivor fisk som bör tas ut (kg ha-1 år-1) om åtgärden ska ha goda förutsättningar för att lyckas (vita cirklar). Den nedre kurvan (svarta kvadrater) är baserad på studier där utfisk-ningen (biomanipuleringen) var alltför liten för att ge effekter på vattenkvaliteten (Baserad på Jeppesen and Sammalkorpi 2002).

Goda resultat med biomanipuleringar har också dokumenterats i paleolimnologiska studier av sedimentkärnor. I Diamond Lake, USA, visade man att fiskmanipule-ringar drastiskt kan förändra bl.a. siktdjup, fytoplankton och zooplankton, och att under perioder då rovfisk var vanlig var det också höga zooplanktonmängder i sjön (Eilers et al. 2007). De paleolimnologiska studierna visade också att depositionen av viloceller av cyanobakterier (Anabaena) i sedimenten var lägre under dessa perioder. Styrkan med denna studie är att den enda åtgärd som genomförts i sjön var fiskmanipulering och att sådana genomförts flera gånger i samma sjö och visade på liknande respons i sedimenten varje gång. (Eilers et al. 2007).

17


En annan ambitiös biomanipuleringsstudie genomfördes med nätfiske i tio finska sjöar (15-2910 ha) med målet att reducera cyprinidbiomassan med mer än 200 kg under 3 år (70 kg ha-1 år-1). Studien visade at fisksamhället skiftade från dominans av stora till små mörtar (Rutilus rutilus), att proportion av rovfisk blev högre (åtminstone i de sjöar som fiskats hårdast), att cyanobakteriebiomassan minskade och algblomningarna kom senare på året, samt att biomassan, om än inte storleken, av Daphnia ökade. Författarna anger tre huvudsakliga problem: hög reproduktionspotential hos cyprinider (d.v.s. mycket yngel), hög turbiditet (av annat än alger), hög närsaltkoncentration (21-107 µg TP L-1, 240-1484 µg L-1 TN). De tar också upp problemen med de alltför liberala fiskerestriktionerna för allmän-heten som ett problem, d.v.s. att det sker ett alltför omfattande selektivt fiske på de största rovfiskarna (Olin et al. 2006).

En omfattande översikt av 40 biomanipulerade sjöar i Danmark gav slutsats-erna att om man tar upp tillräckligt med planktivor fisk (75% eller >200 kg ha-1 och 3 år = grov uppskattning av ”tillräckligt”) får man ganska snabbt (inom 2 år) en klar förbättring i siktdjup, suspenderat material och klorofyll. Dessutom minskar fosfor och kvävekoncentrationerna i vattnet till 70-50% av tidigare värden. Vad gäller varaktighet tycks åtgärderna de första 2-6 åren genomgående ha varit väldigt positiva medan det ännu är svårt att sia om hur länge de kommer att förbli så. Tydligt är emellertid att om fosforhalten ligger under 100 µg L-1 ökar sannolik-heten att effekterna blir mer långvariga. En betydelsefull sidoeffekt är att såväl fosfor som kvävehalterna tycks reduceras av ingreppet i sig, d.v.s. sjön tenderar att bli mer av en fälla än en källa för närsalter. En risk med detta är att om betingel-serna försämras kan denna lagrade fosfor åter bli tillgänglig och därmed snabbt förvärra situationen ytterligare (Liboriussen et al. 2007).

0

50

100

150

200

250

300

350

400

1945

1951

1968

1972

1975

1978

1981

1984

1987

1990

1993

1996

1999

2002

2005

Sikt

djup

(cm

)

Figur 3. Siktdjup (cm) i Ringsjön, Skåne, från 1945 till 2007 (medelvärde maj-september). Figuren visar på mycket klart vatten (mer än 2 m siktdjup) fram till slutet av 1960 talet och därefter en kraftig nedgång till cirka 1 m under nästan 30 år. Under 1990 talet ökade siktdjupet tidvis till omkring 2 m, vilket sammanföll med biomanipuleringsåtgärderna i sjön (perioder för utfiskning indikerade med pilar). Under slutet av 1990 talet sjönk siktdjupet stadigt igen, d.v.s. sjön återgick till grumligt tillstånd, för att återigen öka något efter 2005 då ytterligare ett utfiskningsprojekt startade.

18


5.2.2 Återgång till ursprungsläget I den kraftigt eutrofierade skånska sjön Ringsjön har såväl närsaltreduktion som biomanipuleringar (reduktionsfiske) genomförts ett flertal gånger med olika mått av ambition och effektivitet (Hansson and Bergman 1999). Vid reduktionsfisket genomfört med relativt låg intensitet cirka 1988 till 1992 registrerades betydande förbättringar i siktdjup (figur 3; (Bergman et al. 1999b), men också i närsalter och algbiomassa. Inom en tioårsperiod hade emellertid de flesta av de positiva effek-terna försvunnit och siktdjupet (sommarmedelvärde) var tillbaka på cirka 0.75 m. I mer än 50% av biomanipuleringar i Danmark och Nederländerna har man fått lik-nande positiva resultat och siktdjupet har ökat, medan klorofyllhalten minskat med mer än 50% under de första fem åren efter insatsen. I flera fall har även fosfor och kvävehalten minskat, den senare sannolikt tack vare en ökad denitrifikation. Emellertid har de flesta sjöar, liksom Ringsjön, återgått till ett grumligt stadium inom cirka 10 år efter ingreppet (figur 4) (Søndergaard et al. 2007). Detta indikerar att fiskreduktion inte är en engångsåtgärd utan behöver, åtminstone vid höga när-salthalter, återupprepas. Ännu snabbare återgång än i de svenska och danska studi-erna noterades i en biomanipulerad sjö i Finland, Lake Pohjalampi som inom 3 år återgick till samma fiskbiomassa som före biomanipuleringen, trots att fiskreduk-tionen var kraftig (80%) (Leppa et al. 2003). Orsaker till återgången tros vara någon eller några av faktorerna: otillräcklig reduktion av inkommande närsalter (extern belastning) eller för hög intern belastning av närsalter, alltför vek fisk-reduktion, ingen etablering av undervattensväxter, eller kraftig rekrytering av ung fisk som inte längre hålls nere av födokonkurrens från äldre artfränder (Liboriussen et al. 2007).

5.2.3 Bentiska processer betydelsefulla En avgörande slutsats från insatserna i Ringsjön var att de positiva resultaten inte endast, och kanske inte ens främst, berodde på ökad betning från zooplankton på alger, utan att reduktionen av braxen (Abramis brama; söker föda på bottnen) ledde till mindre flöden av närsalter och partiklar från sedimenten. En uppföljande bio-manipulering, nu med mer effektiva trålbåtar, har pågått från 2005 och närsalter, klorofyll (algbiomassa) har minskat, medan siktdjupet ökat med cirka 30% (figur 3). Även i andra studier, t.ex. i Nederländerna, har fiskarter som födosöker på bottnen, såsom braxen, varit ett stort problem och här har man visat på en klar korrelation mellan mängd braxen och turbiditet (mått på partiklar i vattnet; (Gulati and Van Donk 2002). Ytterligare exempel på hur en biomanipulering kan påverka turbiditeten fann man bl.a. i Lake Terra Nova (85 ha) i Nederländerna där sikt-djupet ökade mycket snabbt efter en biomanipulering. Ökningen berodde både på färre partiklar och på lägre algbiomassa i vattnet. Någon månad efter åtgärden började stora betare, som Daphnia, öka kraftigt i antal och cyanobakterier minsk-ade. De goda resultaten ansågs bero på ökad betning av Daphnia samt färre fiskar som sökte föda och rörde om på bottnen. Fiskens födosök på bottnen beräknades utgöra 5.5-6.4 mg L-1 vilket motsvarar 50% av den totala detrituskoncentrationen

19


(Ter Heerdt and Hootsmans 2007). Vid sidan om fiskens omrörning i sedimenten har man också påvisat ett annat problem som ofta anges som orsak till mindre lyckade biomanipuleringar, nämligen att turbiditeten ofta är hög p.g.a. vind-resuspension av partiklar från sedimentytan (Gulati and Van Donk 2002). Man har emellertid experimentellt testat effekterna av både fisk och vind samtidigt (Bontes et al. 2006). I experimentbassänger togs 75% av fisken ut med hjälp av elfiske och nätfiske. Siktdjupet ökade, liksom undervattensväxter, medan fytoplankton, speci-ellt cyanobakterier, minskade. Effekten av endast vindmanipuleringen (d.v.s. fisken var kvar) var små jämfört med fiskeffekterna, vilket indikerar att fisken sannolikt har större inverkan på turbiditeten än hårda vindar även i grunda sjöar (Bontes et al. 2006).

0

0,2

0,4

0,6

0,8

1

1,2

1,4

0 2 4 6 8 10 12 14 16 18

Tid från åtgärd (år)

Klo

rofy

ll (µ

g/L

Vaeng Arreskov

Figur 4. Relativa förändringar i klorofyll a (algbiomassa) i två biomanipulerade (utfiskning). Danska sjöar (Arreskov (vita kvadrater) och Vaeng (svarta cirklar)). Värdet år 0 är ett medelvärde för åren innan biomanipuleringen och övriga värden är normaliserade efter detta värde. Figuren visar att det blir en betydande förbättring (färre alger) redan efter något år, men att effekterna av biomanipuleringen avklingar inom mellan 10 och 15 år efter åtgärden om inga ytterligare insatser görs. Baserat på Søndergaard et al. 2007. Det har också visat sig att högre turbiditet ställt till problem genom att under-vattensväxter sällan får tillräckligt med ljus för att utgöra en positiv återkoppling, d.v.s. stabilisera sedimentytan. Dessa studier visar på en förflyttningen av fokus från den pelagiska födokedjan (figur 1) till bentiska processer såsom omrörning (turbiditet), ökat närsaltflöde från sediment, samt skador på undervattensväxter p.g.a. fisk som söker föda på bottnen (Bergman et al. 1999b; Gulati and Van Donk 2002).

Flera biomanipuleringar genomförda i Nederländerna har varit relativa miss-lyckanden dels p.g.a. att närsaltreduktionen i detta tättbefolkade och intensivt brukade land inte har varit tillräcklig, men även att fisken inte reducerats till-räckligt och att de tillåtits komma tillbaka genom en massiv yngelrekrytering (Gulati and Van Donk 2002). Likande problem med massiv yngelrekrytering efter

20


biomanipulering har visats i Finland där man beräknat att t.o.m. ett så stort uttag som 100 kg fisk ha-1 år kan kompenseras inom 1-2 år genom reproduktion (Olin et al. 2006). De flesta studier slår fast att rekryteringen av planktivor yngel är ett av de stora problemen med biomanipuleringar (Mehner et al. 2002).

5.2.4 Svårare biomanipulera stora volymer Ett flertal sammanfattningsartiklar (reviews) har gjorts kring fiskreduktion som biomanipuleringsmetod och samtliga visar att metoden kan vara ett effektivt verk-tyg för att förbättra vattenmiljön och att cirka 60% av försöken att biomanipulera får anses vara succéer (Drenner and Hambright 1999; Mcqueen 1998), medan endast 6 av 41 helsjömanipuleringar (15%) var fullständigt misslyckade enligt (Drenner et al. 2002). Det tycks också finnas en konsensus kring att biomanipule-ringar i grunda sjöar vanligen är mer framgångsrika än i djupa (Gulati 1990), sannolikt huvudsakligen beroende på att man här har hjälp av att undervattens-växter (åter)koloniserar bottnarna. Undervattensväxter tar dels upp närsalter (fosfor och kväve), dels underlättar denitrifiering av nitrat, som därmed inte kommer alger tillgodo. De fungerar också som refug för betande zooplankton undan planktivor fisk och de binder sedimenten och skyddar dem från vind vilket betyder att turbi-diteten i vattnet minskar. Alla dessa processer verkar tillsammans och medför att vattnet blir klarare om undervattensväxter etablerar sig. I djupare sjöar är vanligtvis mängden undervattensväxter låg, vilket, förutom den större volymen att åtgärda, till en del kan förklara varför biomanipuleringar ofta är mindre framgångsrika här.

Det har också framförts åsikter att biomanipulering av mycket stora sjöar (> 500 km2) är mindre meningsfulla p.g.a. att planktivor fisk inte kan tas ut effek-tivt nog, samt att kostnaderna blir enorma (Jeppesen et al. 2007). Således visar erfarenheter på att man bör förvänta sig mer problem och större kostnader ju större och djupare system man avser att åtgärda, medan de bäst lämpade vattnen för bio-manipulering är små, grunda sjöar. I en review av 41 biomanipuleringar genom-förda på olika ställen i världen bedömde författarna att reduktionsfiske av plank-tivor fisk var framgångsrik i 90% av sjöarna där åtgärden genomförts (Drenner and Hambright 1999). Motsvarande siffra för tillsats av rovfisk (se ovan) var endast 29%, medan ytterligare cirka 50% av sjöarna var denna metod “delvis framgångs-rik” (notera dock att författarnas definitioner på framgång är ganska luddig). Emellertid stämmer slutsatserna väl överens med vad andra forskare kommit fram till (Drenner and Hambright 1999; Liboriussen et al. 2007).

Det tycks således råda konsensus kring att extern närsaltreduktion jämte bio-manipulering genom reduktionsfiske riktat mot planktivor fisk är en attraktiv restaureringsmetod, åtminstone i mindre och medelstora grunda sjöar, som t.ex. Vesijärvi, Finland (109 km2), Wolderwijd, Nederländerna (27 km2), Lake Christina USA 16 km2. (Jeppesen et al. 2007), samt Finjasjön, (11 km2)(Strand and Weisner 2001) och Ringsjön, Sverige (Hansson and Bergman 1999).

21


6 Generella slutsatser av bio-manipuleringar i sjöar

Det ursprungliga argumentet för att genomföra en biomanipulering i sjöar var, som tidigare noterats, att om man minskade mängden bytesfisk eller ökade mängden rovfisk skulle betande djurplankton öka i antal och storlek och därmed kunna redu-cera algbiomassan till mer acceptabla nivåer. Senare tiders erfarenheter antyder emellertid att även om fiskens minskade predation på zooplankton initialt är viktig, så finns det andra, sekundära, processer i sjön som avgör om effekterna av en bio-manipulering blir bestående, t.ex. utvecklingen av undervattensväxter, minskat utflöde av närsalter från sedimenten, och minskad uppgrumling av sediment från fisk som födosöker på bottnen. Nedan sammanfattas de aktiva processerna och deras effekter.

Undervattensväxterna expanderar Det tycks som om en gemensam nämnare för de mera lyckade biomanipuleringarna har varit en ökad utbredning av undervattensväxter. En uppenbar effekt av under-vattensväxter är att de har kapacitet att ta upp fosfor både från vatten och sediment. Undervattensväxter stabiliserar också sedimentytan vilket gör att sedimentet blir mindre benäget att virvla upp och öka grumligheten. De har även andra effekter på sjöns ekosystem, särskilt när det gäller effekter på olika typer av djurplankton för vilka undervattensväxterna tycks kunna utgöra en refug undan predation från fisk. Ytterligare en effekt av undervattensväxter är att de tycks gynna rovfisk såsom gädda (Esox esox) och abborre (Perca fluviatilis) på bekostnad av mört (Rutilus rutilus) och braxen (Abramis brama).

Minskad fosforkoncentration I en studie av 300 danska sjöar fann man att vid fosforkoncentrationer under 50 mikrogram per liter var vattnet klart, undervattensväxter vanliga och fisksamhället bestod till stor del av rovfisk (Jeppesen et al. 1991). Vid fosforkoncentrationer mellan 80 och 159 mikrogram per liter var bytesfisk vanligare, undervattens-växterna mer sällsynta och blågrönalger dominerade i 20% av fallen. Vid högre fosforkoncentrationer fanns inga undervattensväxter, fisksamhället dominerades helt av bytesfisk och blågrönalger dominerade. Utifrån dessa observationer drogs slutsatsen att vid fosforkoncentrationer över 100 µg L-1 skulle inte en biomanipule-ring genomföras. Om en biomanipulering genomförs vid högre fosforkoncentration måste därför själva ingreppet medföra en reduktion i fosforkoncentration för att vara stabil. Sådana reduktioner i fosforhalter har följt på flera biomanipuleringar.

”Den bentiska bonusen” Teoribakgrunden bakom biomanipulering av sjöar har under senare år svängt allt-mer mot att även omfatta bentiska processer. Vid en biomanipulering reduceras antalet fiskar som söker föda på, och därmed grumlar upp sediment från, bottnen

22


(Bergman et al. 1999b; Lammens 1988; Meijer et al. 1990). Med sedimentpartik-larna transporterar fisken upp närsalter till vattenvolymen och gynnar på så sätt tillväxten av växtplankton. Födosöksaktiviteten på sedimentytan försämrar också betingelserna för etablering av undervattensväxter genom att fisken helt enkelt rycker upp eller skadar nyetablerade växter (Meijer et al. 1990). Vid en biomani-pulering reduceras således turbiditeten orsakad av resuspension av sedimentpartik-lar, skador på undervattensväxter minskar, vilket leder till ett klarare vatten. (Bergman et al. 1999a; Hargeby et al. 1994; Hargeby et al. 2007; Scheffer 1998; Svensson et al. 1999).

Risk för ökad yngelrekrytering När mängden bytesfisk reduceras vid en biomanipulering, ökar möjligheterna för kommande års yngel att överleva, eftersom konkurrensen om föda minskar. Även om fiskyngel är små, så är deras konsumtionshastighet mycket snabb och man har visat att ett yngel har kapacitet att dagligen äta djurplankton motsvarande sin egen vikt (Post et al.1992) . Efter en biomanipulering kan alltså rekryteringen av fisk-yngel motverka syftet med biomanipuleringen genom att kraftigt reducera mäng-den och storleken av betande djurplankton.

Nya tankar kring “självläkning” En orsak till att metoden biomanipulering blev populär var att den skyndade på förbättringar av vattenkvaliteten i sjöar där den externa närsaltbelastningen redu-cerats men där effekterna av denna reduktion ännu inte var märkbar. Hur lång tid det skulle ta för en sjö att förbättras alldeles av sig själv, utan annan åtgärd än reduktion i extern närsaltbelastning, var emellertid dåligt känt. Danska forskare har under senare år visat att man enbart genom att reducera extern belastning snabbare än vad man tidigare trott uppnår en lägre fosforkoncentration, reducerad algbio-massa, samt förbättrat siktdjup (Jeppesen et al. 2007). Även fiskbiomassan minskar av sig själv om näringsinflödet sjunker och andelen rovfisk ökar, vilket resulterar i en högre biomassa och storlek av zooplankton. Även om internbelastning av när-salter från sedimenten bromsar förbättringarna så får man ofta ett nytt jämviktsläge med avseende på fosfor inom 10-15 år efter närsaltsavlastning. Detta leder till den positiva slutsatsen att i många sjöar räcker det med att närsalttillförseln från jord-bruk och samhällen minskar så “självläker” sjöns ekosystem inom en överskådlig framtid. Emellertid går processen långsammare än så i många sjöar och då har kompletterande åtgärder, såsom biomanipulering, visat sig skynda på processen (Jeppesen et al. 2007). Att närsaltreduktion är den mest kostnadseffektiva och mest effektiva metoden att få ett ekosystem att självläka är en mycket viktig slutsats, som sannolikt kan vara användbar även i marina system.

6.1 Modeller som prediktionsverktyg Modeller är ofta ett kraftfullt verktyg för att prediktera utgången av en förändring, t.ex. en biomanipulering. Modeller som anknyter direkt till biomanipulering är relativt sällsynta medan modelleringar av bakgrunden till biomanipulering, d.v.s.

23


att man vill föra över ett system från grumligt till klarvattenläge (s.k. alternativa stabila jämviktslägen) är betydligt vanligare. En av förgrundsfigurerna inom detta område är Marten Scheffer, Nederländerna, som under senare år utvecklat sina modeller att inkludera spatial heterogenitet (“rumslig variation”) och variation i fysikaliska och kemiska processer ”. En av de mera kärnfulla slutsatserna är att detta: “..complicate the matter to the point that it all may seem hopelessly comlex again”. Modellerna visar emellertid att ekosystemresponser på omvärldsfaktorer ofta blir mindre katastroflika om den spatiala heterogeniteten är hög (Van Nes and Scheffer 2005). Man visar också att som ett resultat av en långsam ändring i en extern faktor (som t.ex klimat eller eutrofiering) svarar systemet med att inte ändras mycket förrän det plötsligt, vid en kritisk punkt, rullar ner i ett annat jäm-viktsläge. Skiftet är oftast igångsatt av en, till synes, slumpmässig ändring, men den underliggande mekanismen är att systemet förlorat sin resiliens, d.v.s. för-mågan att återgå till det ursprungliga läget efter en störning (Van Nes and Scheffer 2005). Modellen predikterar också att det kan finnas fler än två alternativa jäm-viktslägen och att sådana jämviktslägen kan utgöra mer av ett kontinuum än faktiskt observerbara lägen. Författarna drar emellertid den, åtminstone vad gäller sjöar, hoppfulla slutsatsen att: ”Nonetheless shallow lakes are really well under-stood if we compare our insights to what is known about oceans, forests and other vast ecosystems of the world” (Scheffer and Van Nes 2007).

En mer direkt tillämpbar modell är BIOLA (Biochemical Lake Model) som ut-vecklats vid SMHI och validerades mot observationer i Ringsjön, Skåne. Modellen predikterar, föga förvånande, att bäst förbättringar fås om man genomför både närings- och fiskreduktion, samt om både kväve (N) och fosfor (P) reduceras istället för endast en av dem. Modellen har relativt god överensstämmelse med verkligheten, men författaren anser att den behöver justeras innan den kan an-vändas för prediktioner (Pers 2005). En annan modell av liknande typ som är ut-arbetad och testad i såväl Sverige som Vitryssland är the LakeWeb Model (Håkansson et al. 2003).

I en modell som kombinerats med resultat av empiriska data från Takvatn, Norge, visar Persson m.fl. (Persson et al. 2007), att selektivt fiske (biomanipu-lering) på planktivor fisk som är födobegränsade, tillåter planktivoren att nyrekry-tera med för rovfisken mer attraktiva (små) storleksklasser. Detta inducerar oscilla-tioner i både bytes- och rovfiskpopulationerna som kan leda till ett alternativt stabilt jämviktsläge där rovfiskens storlek och kondition ökar, medan bytesfiskens antal reduceras och den får ett bredare storleksspektrum (Persson et al. 2007). Slut-satserna från denna studie stöds av biomanipuleringar i Finland där man konsta-terar att eftersom rovfisk är “gape-limited”, d.v.s. deras gapstorlek bestämmer hur stora byten de kan ta, så medför en reduktion i medelstorleken på bytesfisken, som var fallet i dessa sjöar, att rovfiskkontroll blir mer sannolik (Olin et al. 2006).

Slutsatserna från dessa studier för tankarna till rovfisk-bytesrelationen mellan torsk (Gadus morhua) och skarpsill (Sprattus sprattus) i Östersjön och frågan är om detta rovfisk-bytesfiskpar kan fås att fungera på samma sätt om man sätter in riktat fiske på skarpsill och därmed öppnar en möjlighet för torsken att tillväxa. Detta kan vara värt att undersöka, men en sådan insats skulle givetvis förutsätta att

24


fisket på torsk upphörde helt eller åtminstone att det utfördes på ett mer hållbart sätt, t.ex. enligt de rekommendationer om “precautious approach (Fpa) som ges av ICES (www.ices.dk).

6.2 Biomanipulering ger positiva effekter på

biologisk mångfald Under senare år har kartläggningen och förståelsen för effekterna av biomanipu-lering ökat betydligt helt enkelt för att fler biomanipuleringar genomförts under längre tid. Effekterna av en framgångsrik biomanipulering är oftast omfattande och kan inkludera såväl klarare vatten som en kraftig förbättring av den biologiska mångfalden, speciellt vad gäller undervattensväxter, bottenlevande evertebrater, samt vattenfåglar.

Undervattensväxter Vad gäller undervattensväxter så visar en omfattande dansk sammanställning av biomanipuleringar (Liboriussen et al. 2007) att i de flesta av sjöarna (55%) där vegetationskartering genomförts har undervattensväxternas biomassa ökat, men i några (9%) har de minskat, medan inga förändringar noterats i 36% av de under-sökta sjöarna. I Lake Terra Nova i Nederländerna reducerades den planktivora fisken från 244 kg ha-1 till 48 kg ha-1 (2003/2004), vilket gav snabb rekrytering av undervattensväxter (sannolikt från frö/sporbank) på grunda områden (<1.4 m), som i sin tur gav klart förbättrat ljusklimat (Ter Heerdt and Hootsmans 2007). Liknande resultat observerades i Finjasjön, Skåne, där planktivor fisk reducerades med cirka 80%, vilket förde med sig att inom 6 år efter påbörjad biomanipulering hade täck-ningsgraden av undervattensväxter (Elodea och Myriophyllum spicatum) i grunda delar (< 3m djupa) ökat från 3 till 75% av sjöns bottenyta och biomassan från cirka 1 till 100 g m-2 (torrvikt). Studien visar att undervattensväxter kan återhämta sig snabbt från mycket låga tätheter om betingelserna förbättras och att inplantering av växter sannolikt inte hade skyndat på återhämtandet, d.v.s den typen av åtgärder är vanligtvis inte nödvändiga (Strand and Weisner 2001).

Evertebrater Även abundansen av bottenlevande evertebrater är direkt negativt korrelerad med fiskmängden, vilket t.ex. visas i en biomanipulerad sjö i Finland (L. Pohjalampi) där man fick kraftiga höjningar i abundans av de flesta evertebrater vid ett reduk-tionsfiske (Leppa et al. 2003). I en omfattande sammanställning över biomanipule-ringar i danska sjöar ökade bottendjuren i samtliga sjöar där prov tagits, vilket sammanfaller väldigt väl med tidigare studier i Sverige (Bergman et al. 1999b; Svensson et al. 1999). Orsaken anges i såväl danska som svenska sjöar vara att utfiskningen av fisk som födosöker på bottnen, såsom braxen, varit lyckosam.

25


Fåglar Vanligen är olika effekter såsom ökning av siktdjup, undervattensväxter, everte-brater och fåglar väl korrelerade med varandra och speciellt expansionen av under-vattensväxter efter en biomanipulering har vanligen väldigt positiva effekter på vattenfågel (Liboriussen et al. 2007; Noordhuis et al. 2002). I t.ex. Arreskov sø och Maribo Søndersø i Danmark där fågellivet följts noggrant har man noterat mycket stora förbättringar i fågellivet med flera nya arter och bättre häckningsresultat efter utfiskningen och återetableringen av undervattensväxter (Liboriussen et al. 2007). Efter rotenonbehandling (gift som dödar all fisk) i L. Christina, USA, ökade sikt-djup, undervattensväxter, zooplankton och evertebrater betydligt. Som ett resultat av främst undervattensväxter och evertebratökningen ökade mängden dykänder, men även andra vattenfåglar som sothöna, dramatiskt (> 10 ggr) under höstmigra-tionen. (Hanson and Butler 1994). Att det verkligen är undervattensväxter som fåglarna dras till indikeras också av studier i Krankesjön i Skåne vilken inte bio-manipulerats, men som av sig själv skiftar mellan grumligt och klarvattensstadium (“alternativa stabila jämviktslägen”). Här är täckningsgraden av undervattensväxter och mängden vattenfågel starkt korrelerad. Orsaken till fåglarnas ökande intresse är sannolikt den ökande tillgången på föda både från växterna själva och deras frön och vilsporer, som ökningen i evertebrater som lever på växterna.

Som beskrivits ovan har undervattensväxter vanligen en mycket gynnsam effekt på mängden vattenfåglar. Emellertid kan fåglarnas födosök i vissa fall, speciellt om de är många, vara en riskfaktor. Vattenfåglar har till exempel visat sig kunna påverka artsammansättningen av växterna, t.ex. genom att underlätta skiftet från angiospermer till kransalger (Characeer) (Noordhuis et al. 2002). Fåglarna kan emellertid också skada växterna och därmed öka risken för att sjön återgår till grumligt tillstånd (Lauridsen et al. 1994). Experimentella studier har också visat på att fågelbetning kan vara en process bakom vikande mängd undervattensväxter (Van De Haterd and Ter Heerdt 2007), och t.ex. sothöna (Fulica atra) kan påverka undervattensväxterna negativt genom direkt betning. En sothöna kan äta 45 g undervattensväxter (torrvikt) per dag, vilket har visat sig ge betydande effekter t.ex. i L. Zwemlust i Nederländerna. (Van Donk and Otte 1996) och i vissa danska sjöar (Liboriussen et al. 2007), medan andra endast kunnat påvisa negligerbara effekter (Noordhuis et al. 2002). Det ska också noteras att betning på undervattensväxter av fisk eller fågel inte bara påverkar växten direkt utan medför också att närsalter görs tillgängliga för algtillväxt (Hansson et al. 1987). Liksom fåglar påverkar många fiskarter undervattensväxterna genom att nafsa efter evertebrater eller stressa väx-terna genom att födosöka i sedimenten runt om dem (Koerner and Dugdale 2003).

Slutsatser kring biomanipuleringars effekter Sammanfattningsvis kan sägas att senare års studier endast kan konfirmera att bio-manipuleringar vanligen gynnar etableringen av undervattensväxter i grunda sjöar, samt att detta, tillsammans med en minskad predation, medför en ökning i everte-brater. Ökningen i evertebrater och undervattensväxter medför i sin tur att också mängden vattenfåglar ökar markant, d.v.s. en lyckad biomanipulering har gynn-samma effekter på den biologiska mångfalden.

26


7 Rekommendationer inför bio-manipulering i sjöar

Sammanfattningsvis kan alltså sägas att förutom en initialt ökad mängd stora zoo-plankton, tycks en biomanipulering underlätta etablering av undervattensväxter, minska intern belastning av närsalter och uppgrumling av sedimentpartiklar, men riskerar också ge upphov till en mycket kraftig ökning av mängden fiskyngel. Baserat på erfarenheter från ett stort antal biomanipuleringar kan man alltså formu-lera generella rekommendationer. Rekommendation A-F har tidigare lagts fram (Hansson 1998) och dessa har under den senaste tioårsperioden ytterligare bekräf-tats. Rekommendationerna G-L har utkristalliserats under senare år. Tillsammans kan de användas som bas för hur en biomanipulering bör planeras och genomföras för att ha så stora chanser som möjligt att lyckas.

A) Reduktionen i biomassan av djurplanktonätande fisk bör vara 75% eller mer. En kraftig manipulering ökar chanserna för att sjön ska ”knuffas över” från dominans av växtplankton till ett klarvattenläge dominerat av undervattensväxter. En kraftig insats ökar sannolikt också varaktigheten av insatsen och minskar risken för att fiskyngel äventyrar resultaten.

B) Insatsen bör genomföras snabbt, helst under 1-3 år. En utdragen insats med låg intensitet ger möjlighet för fisken att tillväxa och risken är stor att endast födo-konkurrensen mellan fisk minskar, vilket kan medföra att stora mängder yngel överlever (se A och D) och snabbt ersätter den borttagna fisken.

C) Kraftfulla insatser bör sättas in för att reducera mängden braxen. Fisk som söker föda på bottnen har troligen en betydligt större inverkan på sjöns status än man tidigare trott. Genom sitt födosök rör de upp sedimentpartiklar som ökar grumligheten, för upp närsalter som är bundna i sedimenten, samt försvårar etable-ringen av undervattensväxter. Det är alltså av största vikt att mängden fisk som söker föda på bottnen, såsom braxen, reduceras.

D) Minska rekryteringen av yngel. Yngelexplosionen, som vanligen kommer 1-3 år efter en fiskreduktion, bör ”hållas i schack”, t.ex. genom att omedelbart efter fiskreduktionen plantera in rovfiskyngel (gädda och/eller gös).

E) Förbättra betingelserna för etablering av undervattensväxter. Om stora mängder växtätande fågel, såsom svan och sothöna, uppehåller sig i sjön (vanligen under höstarna), bör nyetableringar av undervattensväxter skyddas från betning under de första åren. Fågelbetning har angivits som orsak till långsam, eller ute-bliven, expansion av undervattensväxter i flera sjöar (Lauridsen et al. 1994; Søndergaard et al. 1996)

F) Total-fosforhalten bör vara lägre än cirka 200 µg L-1 Ju lägre närsaltkon-centrationen är när åtgärden genomförs desto större är sannolikheten för att in-satsen lyckas och att den blir varaktig.

G) Rovfiskutsättning rekommenderas inte. Metoden att tillsätta yngel av rov-fisk har vanligen inte varit lyckad och rekommenderas inte som enda metod. Där-emot kan den ha viss framgång i kombination med andra åtgärder.

27


H) Slutmål: ökad andel rovfisk. Målet med en biomanipulering bör vara att andelen rovfisk ska vara minst 20-30% av den totala fiskmängden (Jeppesen et al. 2005; Wysujack and Mehner 2002).

I) Återkommande skötselåtgärd. Biomanipulering genom utfiskning bör mer ses som en återkommande skötselåtgärd än som en engångsinsats (Liboriussen et al. 2007). Detta innebär att man bör budgetera för ytteligare åtgärder minst var 5:e år, även om dessa uppföljande insatser kan förväntas bli betydligt blygsammare i omfattning.

J) Engagemang och information. En faktor som vanligen underskattas eller inte ens nämns är engagemanget från de som genomför manipuleringen. De bästa resultaten har uppnåtts i situationer där biomanipuleringen varit väl förankrad bland såväl politiker, beslutande myndigheter, forskare som lokalbefolkning och där insatsen genomförts i samarbete med flera intressenter såsom markägare, fiske-konsulenter, fiskare m.fl., d.v.s. där det varit ett stort engagemang. Att sedan kommunicera och informera till allmänhet och övriga brukare av vattnen är oerhört viktigt.

K) Målformulering och styrning. Det är viktigt att klargöra varför en åtgärd genomförs och inte vika alltför mycket för kraftfull lobbying från olika särintres-sen. En samhällsekonomisk analys av vilken verksamhet som är mest betydelsefull för flest användare bör alltid göras. Det har också rekommenderats (Moss et al. 2002) att insatsen följs hela vägen av professionella ekologer från planering, under-sökningar, genomförande och slutligen utvärdering. Det kan nämligen hända mycket oväntat och ovälkommet om åtgärderna lämnas helt till kontraktsanställd entreprenör (Moss et al. 2002). En åtgärd ska också alltid såväl inledas som följas upp av monitoring, dels för att åtgärdens effekt kan mätas (d.v.s. man kan avgöra om den har haft någon effekt eller inte), dels för att man då i tid får varningssig-naler och kan sätta in relevanta stödåtgärder om åtgärden inte har avsedd verkan.

L) Reglering av yrkes- och fritidsfisket. Fiske har hög socio-ekonomiskt värde och tillför mycket till samhället och nutida fiskevård har som mål att förbättra den akvatiska miljön och tillåta hållbart nyttjande av resursen. Men erfarenheterna från de flesta biomanipuleringar visar att om fiske på rovfisk tillåts försämrar, eller i många fall spolierar, det resultatet av insatsen. För att undvika detta krävs ofta ett fullständigt stopp, eller åtminstone stränga restriktioner, av fisket på rovfisk om åtgärden ska ha utsikter att lyckas. (Lathrop et al. 2002). Vanmakten inför prob-lemet att hindra fisket från att spoliera resultatet har uttryckts otaliga gånger (se ovan), och är målande formulerad av (Cowx and Gerdeaux 2004): “det råder en ovillighet hos vissa element av allmänheten att anpassa sig till fiskerireglering och lagar”. De föreslår att man gör regleringen mer förståelig och logisk för använd-arna. Viktigt är också att genomföra biomanipuleringen i samråd med fiskeri-intressena, såväl vad gäller fritids- som yrkesfiskare (se även J och K ovan).

28


8 överföring av biomanipulerings-metoder till marina system

Det råder egentligen inga avgörande skillnader i födovävens sammansättning mellan limniska och marina system. De pelagiska huvudaktörerna är lika, d.v.s. båda systemen har rovfisk, planktivorer, zooplanktonbetare, samt alger, inklusive cyanobakterier (figur 1). Även problembilden är densamma med eutrofiering som gemensam nämnare, medan fisketrycket på rovfisk vanligen är ett större problem i marina, än i limniska, system. En skillnad av betydelse för eventuella biomanipule-ringar är givetvis volymen. Volymen av en “normalsjö” utgör t.ex. endast cirka 0.01 promille (!) av Östersjöns volym. De mycket större volymerna gör det givetvis svårare att reduktionsfiska även om fiskemetoderna i haven är väldigt mycket effektivare. De större volymerna gör också att kvantiteterna av fisk som måste hanteras är mycket större, vilket leder till mer omfattande och mer komplicerad logistik i hav än i sjöar. De stora kvantiteterna av fisk medför också potentiella problem att bli av med infångad fisk. Å andra sidan finns väl upparbetade kanaler till industriell hantering av fisk.

0

200000

400000

600000

800000

1000000

1200000

1400000

1600000

1800000

2000000

1974

1976

1978

1980

1982

1984

1986

1988

1990

1992

1994

1996

1998

2000

2002

2004

2006

Bio

mas

sa (s

tröm

min

g oc

h sk

arps

ill; t

on)

0

100000

200000

300000

400000

500000

600000

700000

800000

Bio

mas

sa (t

orsk

; ton

)

Skarpsill Strömming Torsk

Figur 5. Reproduktiv biomassa (SSB; ton) av skarpsill, strömming (planktivorer) och torsk rovfisk) i Östersjön mellan 1974 och 2007 (Baserad på ICES statistik; www.ices.dk). Statistiken visar att strömming minskat stadigt ända till millennieskiftet för att därefter öka något, medan torsk och skarpsill uppvisar en klar rovfisk-byte relation, d.v.s. när rovfisken är allmänt förekommande är bytets biomassa låg och vice versa. Den stora vattenvolymen gör också att effekter av den bentiska delen av systemet (förutom syrebrist) är mer blygsamma i marina än i limniska system. Detta gör att marina system är mer pelagiska till sin funktion, d.v.s. de positiva förändringar

29


man registrerat i sjöar av att reducera den bentiska fiskbiomassan (turbiditet, närsaltutflöde, bottenfauna) kan inte förväntas i marina system. Samma slutsats gäller också den positiva draghjälp man får av undervattensväxter i limniska system. Således är det redan vid en ytlig jämförelse av sjöars och havs morfometri inte helt självklart att biomanipuleringsmetoder har förutsättningar att bli lika framgångsrika i Östersjön som i sjöar. Avsikten med nedanstående stycken är att djupare gå igenom dessa förutsättningar.

8.1 Förutsättningar för biomanipulering i

marina system Målet med en biomanipulering är vanligen att reducera mängden alger. En av de grundläggande förutsättningarna för att detta ska vara möjligt är att det finns en påvisbar trofisk koppling från rovfisk till planktivor fisk, betande zooplankton och alger. Nedan går jag, steg för steg, igenom födokedjans olika länkar och deras för-utsättning att föra en eventuell biomanipuleringsåtgärd vidare nedåt i kedjan till en förväntad effekt på alger, speciellt då cyanobakterier (figur 1).

Steg 1) Rovfisk-planktivor fisk. I Östersjön är torsk (Gadus morhua) den domi-nerande rovfisken och denna har minskat drastiskt i antal sedan 1980 talet (figur 5). Den sannolika orsaken till nedgången är ett alltför kraftigt fisketryck på rovfisk i Östersjön, vilket innebär att den första länken i Östersjöns födokedja finns mycket väl belagd genom den statistik som finns tillgänglig från ICES (International Council for the Exploration of the Sea; www.ices.dk). Enligt denna statistik sam-manfaller förändringar i antalet lekmogna rovfiskar (torsk) med förändringar i en av de dominerande planktivorerna (skarpsill, Sprattus sprattus; figur 5). Skarp-sillen visade en betydande ökning i antal under motsvarande period som torsken minskade, medan strömming (Clupea harengus) minskat kontinuerligt sedan mitten av 1970-talet, men har under de allra senaste åren ökat något igen (figur 5). Förändringarna har inneburit en kraftig minskning i förhållandet mellan rovfisk och planktivor fisk (rovfisk/(rovfisk+planktivor fisk)) från cirka 30% rovfisk 1981 till mindre än 5% 2007 (figur 6). För att rovfisken funktionellt ska reglera den plank-tivora fisken bör dess andel vara minst 20-30%, ett procenttal som också har kommit att fungera som riktvärde för en framgångsrik biomanipulering (Jeppesen et al. 2005; Wysujack and Mehner 2002). Den goda statistiken och de studier som genomförts innebär, åtminstone teoretiskt, att om man stimulerade torsktillväxten (t.ex. genom att minska uttaget drastiskt) skulle skarpsillen automatiskt minska i antal och man skulle därmed öka mängden betande zooplankton. Ett, sannolikt mer omständligt, sätt att biomanipulera systemet är att reduktionsfiska (biomanipulera) på skarpsill. Resultatet skulle delvis bli detsamma, men det senare alternativet har inga förutsättningar att bli långsiktigt hållbart utan kommer att kräva fortsatta in-satser så länge mängden rovfisk (främst torsk) inte tillåts öka. Slutsatsen blir att det i Östersjön sannolikt finns en klar trofisk koppling mellan rovfisk och skarpsill.

30


0

5

10

15

20

25

30

35

1974

1976

1978

1980198

219

8419

861988

1990

1992

1994

1996

1998

2000

2002

2004200

6

And

el r

ovfis

k (%

)

Figur 6. Förändringen i andelen rovfisk (%) i Östersjön (rovfisk/plankt+rovfisk) från 1974 till 2007 (Baserat på ICES statistik; www.ices.dk).

Steg 2) planktivor fisk-zooplankton. Vad gäller nästa steg i födokedjan, det

mellan planktivor fisk och zooplankton (figur 1), visade en studie genomförd 1985 i Asköområdet, Stockholms skärgård, att mysider, skarpsill och strömming till-sammans konsumerade cirka 66% av tillgängliga zooplankton (Rudstam et al. 1992). Sedan dess har den totala mängden av strömming och skarpsill ökat med nästan 30% (figur 5), vilket indikerar att predationstrycket på zooplankton också ökat. Denna indikation stärks av en något senare studie genomförd i centrala Öster-sjön som visar att strömming och skarpsill tidvis t.o.m. konsumerar mer zooplank-ton än vad som produceras (Moellmann and Koester 2002). Slutsatsen vad gäller detta steg är alltså att planktivorerna är effektiva på att reglera betande zoo-plankton.

Steg 3) Zooplankton-alger. Copepoder är bland de dominerande betande zoo-plankterna i Östersjön (figur 1). Även om de till stor del är växtätare utgörs födan också av ciliater och flagellater samt andra mindre zooplankton, d.v.s. de är inte, som de dominerande cladocererna i limniska system, uteslutande växtätare (Engström-Öst and Al. 2002). I Östersjön utgör stora arter av cyanobakterier, såsom Anabaena spp., Aphanizomenon spp. eller Nodularia spp., vanligen mer än 30% av algbiomassan under sommaren (Kononen et al. 1998). Mängden cyanobak-terier har ökat under senare år och även andelen toxiska arter har ökat (Karjalainen m.fl. 2007). Dessa cyanotoxiner påverkar tillväxt och reproduktion av zooplankton negativt i limnisk såväl som i marin miljö (Gustafsson et al. 2005; Karjalainen et al. 2007), och i experimentella studier har det visat sig att copepoder som äter cyanobakterier ofta tillbakabildar sina gonader, d.v.s. deras reproduktion stannar av (Per Carlsson, Marinbiologi Helsingborg, pers. medd.). En viktig egenskap hos copepoder är förmågan att selektera byten på ett helt annat sätt än cladocerer och de väljer vanligen bort cyanobakterier ur sin föda, d.v.s. även om mängden cyano-bakterier i vattnet är hög är andelen av dessa alger relativt låg i copepodernas magar (Engström-Öst and Al. 2002; Meyer-Harms and Von Bodungen 1997).

31


Slutsatsen blir att den svagaste länken i födokedjan förefaller vara den mellan betarna (copepoder) och cyanobakterierna (figur 1), d.v.s. det är osäkert om en ökning i mängden copepoder (t.ex. som ett resultat av en skarpsillsreduktion) skulle drastiskt reducera sommarblommar av cyanobakterier vid den nuvarande höga näringsstatusen i Östersjön.

Sammanfattningsvis kan sägas att om människans uttag av torsk skulle redu-ceras skulle denna sannolikt ha en god förmåga att effektivt reglera mängden skarpsill och strömming (Steg 1). Studier visar också att planktivorerna har en god potential att reglera zooplankton (Steg 2) och att en utfiskning, alternativt att rov-fiskmängden ökar (se ovan Steg 1), skulle leda till fler zooplankton i Östersjön. Vad gäller det sista steget i födokedjan, det mellan zooplankton och alger, måste den reglerande funktionen emellertid ifrågasättas, eftersom Östersjöns zooplankton (främst copepoder) sannolikt är mindre effektiva än limniska, speciellt vad gäller betning på cyanobakterier. Detta innebär alltså att länken mellan betare och alger är ett kritiskt steg i Östersjöns födokedja och att det alltså inte är lika uppenbart som i limniska system, att en reduktion av planktivor fisk, t.ex. genom en biomani-pulering, och en sannolik ökning i mängden zooplankton skulle ha en reglerande funktion på de mest problematiska algerna – cyanobakterierna. Däremot finns det sannolikt goda förutsättningar för att Östersjöns zooplankton kan reglera övriga algers tillväxt, t.ex. under vårblomningen eller i tidiga faser av sommarens cyano-bakterieblommar.

8.2 Typer av biomanipulering i marina system Reduktionsfiske Biomanipuleringar av den typ som genomförs i sjöar, d.v.s. reduktionsfisken för att reducera algblommar, tycks inte förekomma, eller ha förekommit i marina system, i vart fall är inga sådana publicerade (BIOSIS-sök december 2007). Däremot pågår det en betydande ”omvänd biomanipulering” i samtliga svenska havsområden genom att rovfisk, såsom torsk men även lax, mycket effektivt fiskas för konsum-tion. Mängden av lekmogen rovfisk (torsk) har minskat kraftigt p.g.a. mycket högt fisketryck sedan mitten av 1980 talet, medan planktivor fisk, speciellt skarpsill, ökat betydligt (figur 5).

Svarta Havet gick för ett antal år sedan igenom liknande förändringar som resultat av eutrofiering, överfiske och slutligen invasion av ny aktör, maneten Mnemiopsis leidyi (Daskalov et al. 2007). Två avgörande skiften noterades: 1) utfiskning av den huvudsakliga predatorfisken (makrill; Scomber scomber) under 1970 talet; 2) övergång till exploatering, och utfiskning, av planktivor fisk (ansjovis och strömming) och den efterföljande invasionen av Mnemiopsis maneten under 1990 talet. Maneten hade funnits i systemet i ett tiotal år innan den ex-plosionsartade ökningen, som sammanföll med att den planktivora fisken reducera-des i antal. Maneten gynnas av höga koncentrationer av föda (zooplankton), samt av grumligt vatten eftersom den då konkurrerar bättre mot visuella zooplanktivorer såsom fisk. Det är alltså sannolikt att maneten gynnades av kollapsen av

32


planktivorer i Svarta Havet. Konkurrens mellan manet och planktivor fisk ledde till färre zooplankton och därmed lågt betningstryck på alger, vilket i sin tur ledde till algblommar och sämre siktdjup. Toppredatorerna har ännu (2007) inte återhämtat sig trots att fiskerinäringen ”ersatte” dem med att istället fiska på planktivor fisk. Författarna drar slutsatsen att om strukturen i ett system ändras radikalt är det osannolikt att komplexa system återvänder till det ursprungliga stadiet utan det adapterar sannolikt till de nya lokala förutsättningarna. Viktigt att notera är också att antropogena aktiviteter såsom fiske, inte endast påverkar den organism som fiskas på, utan påverkar storskaliga processer i hela systemet (Daskalov et al. 2007). Att förstå detta är fundamentalt och synsättet har haft visst, åtminstone teo-retiskt, inflytande i modern skötsel av naturresurser, t.ex. fiske.

Rovfiskutsättning En typ av biomanipulering som praktiserats i marina system är utsättning av rov-fisk. Ett exempel på detta är utsättning av gös (Stizostedion lucioperca). Sådan har skett t.ex. i Himmerfjärden under lång tid främst med motiveringen att förbättra fisket i fjärden. I en rapport föreslår Sture Hansson, Stockholms Universitet (Hansson and Didrikas 2007) att gös kan sättas ut i än större utsträckning som ett komplement till reningsverket för att ytterligare förbättra vattenkvaliteten. Rappor-tens beräkningar antyder att detta även skulle kunna vara en samhällsekonomiskt intressant åtgärd eftersom gös betingar ett gott pris på marknaden. Det ska emeller-tid tilläggas att om fisket släpps helt fritt kommer sannolikt de önskade åtgärderna på vattenkvaliteten att bli negligerbara eftersom större individer av rovfiskar, vilka ju är de bästa predatorerna på skarpsill, kommer att fiskas upp, medan mindre individer (< 25 cm) blir kvar, som både har ett lägre predationstryck på planktivor fisk och dessutom till viss del äter zooplankton (Hansson and Didrikas 2007). Att fisketrycket på gös redan i nuläget är högt antyds av att fiskar äldre än 3-4 år är underrepresenterade. Liksom för de flesta åtgärder anger författaren att gösutsätt-ning ska ses som ett komplement till reduktion av närsalter.

Östersjön har under senare år eutrofierats kraftigt vilket i viss mån förbättrat fisket eftersom primärproduktionen (algerna) gynnas, vilka i sin tur äts av zoo-plankton, som äts av planktivor fisk, vilka slutligen äts av torsken (figur 1). Emellertid har eutrofieringen också negativa effekter såsom syrefria bottnar, alg-blommar m.m. Minskad närsaltutflöde från land skulle, åtminstone på sikt, leda till en reduktion i algbiomassa, samt i omfattning och frekvens av algblommar. I en omfattande modell predikteras att om fisket fortsätter som idag kommer ström-ming- och torskpopulationerna att minska drastiskt, medan skarpsill kommer att öka (Hansson et al. 2007). Om man emellertid fiskar enligt den Precautionary approach (PA) som föreslagits av ICES (International Council for Exploration of the Sea) skulle det motsatta inträffa: torsk och strömming skulle öka, medan skarp-sill skulle minska i antal. Det senare huvudsakligen en effekt av torskens predation på skarpsill. Sambandet mellan torsk och skarpsill är också tydligt från ICES sam-manställning av könsmogna individer (SSB; Spawning Stock Biomass) från 1974 till 2007 där höga populationstätheter av torsk samvarierar med låga tätheter av skarpsill (figur 5). Kopplingen mellan rovfisk och strömming är emellertid inte alls

33


lika stark och strömmingen har minskat trots en minskning i torskpopulaitonen, även om den tycks ha ökat något under senare år (figur 5). Modellen predikterar också att om fisket på torsk reduceras till långsiktigt hållbar nivå (PA) kommer zooplankton att öka och fytoplankton att reduceras med cirka 10% jämfört med idag (Hansson et al. 2007). Författarna drar också slutsatsen att om eutrofieringen ska bromsas bör såväl fosfor som kväve reduceras och drar också uppmärksam-heten till att eutrofieringsproblematiken och skötseln av fiskbeståndet bör angripas tillsammans.

Filtrerande musslor I marin miljö tycks det, enligt vissa forskare, finnas få åtgärder som är effektiva mer än att stoppa påverkan och sedan vänta på förbättring (Hawkins et al. 1999). Dessutom är kunskapen om restaureringar i kust och marina system mycket be-gränsad jämfört med inlandsvatten. Det har föreslagits att effekter av zooplankton och fisk, d.v.s. de organismer som är i fokus för biomanipuleringar i sötvatten, skulle vara av underordnad betydelse. Istället borde man fokusera på musslor och deras filtreringskapacitet, vilket skulle påskynda återhämtningsprocessen från eutrofiering och därmed ge ett bättre ljusklimat (Hawkins et al. 1999). Musslor (Mytilus edulis) på konstgjorda substrat i Londons hamn visade sig ha förmågan att filtrera mellan 1.6 och 4.3 L per timme och mussla. I “docks” på mellan 54 och 430 m3 och en musseltäthet på endast 12-36 musslor m3 ändrades siktdjupet från cirkla 1 m till mer än 3 m. Även om effekterna i öppna, naturliga system sannolikt blir mer begränsade visar det ändå på en hög filtreingskapacitet och en betydande reduktion av algbiomassan (Hawkins et al. 1999). Försök med musselodlingar för att kompensera för lokala närsaltutflöden pågår även i Östersjön där musslorna tyvärr inte blir lika stora som på västkusten. Emellertid är deras filtreringskapacitet ändå betydande och 1 ha musselodling (60 ton biomassa) anses filtrera fytoplank-ton från 7.5 ha hav. Vid skörd innehåller de 0.5 ton kväve och 36 kg fosfor. Mot-svarande för de större musslorna i västerhavet är filtrering av alger från 25 ha och inbindning av 2.4 ton kväve och 180 kg fosfor (Lena Kautsky, Stockholms Univer-sitet, Odd Lindahl, pers. medd.).

Man har också jämfört filtreringskapaciteten hos zebramussla (Dreissena) med den hos zooplanktonsläktet Daphnia i en grund, eutrof holländsk sjö (Pires et al. 2005). Filtreringshastigheterna (i mL mg-1 torrvikt h-1) var relativt lika, men Dreissena verkade mindre känslig för algtoxiner. Dessutom var musselbiomassan mer jämn över året, medan biomassan för Daphnia varierade kraftigt vilket gör musslan till en bättre metod för management (biofilter)(Pires et al. 2005).

Att lokalt använda artificiella substrat för att öka mängden musslor och därmed genom filtrering uppnå ett klarare vatten förefaller vara en metod som är lovvärd dels p.g.a. det klarare vattnet men också på att om musslorna skördas tas betydande mängder närsalter ut ur systemet. Givetvis kan metoden endast användas lokalt, men att vid “hot-spots” (se nedan), där mycket närsalter kommer ut, t.ex. vid åmynningar eller i områden som är viktiga för rekreation (bad, fritidsfiske), anlägga musselodlingar i stor skala förefaller vara en attraktiv symtombehandlande metod (Tabell 1). Dessutom är riskerna med åtgärden obefintliga så länge

34


35

inhemska musselarter används. Vad sedan de skördade musslorna ska användas till ligger utanför mitt uppdrag att spekulera i, men sannolikt blir de i Östersjön för små eller för giftbemängda för att användas till människoföda. Möjliga använd-ningsområden som bör undersökas är t.ex. biogas- och etanolanläggningar, samt om skalresterna är av intresse för t.ex. fjäderfäindustrin.

NA

TU

RV

ÅR

DS

VE

RK

ET

R

appo

rt 5

860

– K

an Ö

ster

sjön

res

taur

eras

? –

Utv

ärde

ring

av

erfa

renh

eter

frå

n sj

öar

36

Tabe

ll 1.

Öve

rsik

t av

möj

liga

åtgä

rder

för

att f

örbä

ttra

Öst

ersj

öns

funk

tion

som

res

urs

och

ekos

yste

m g

enom

att

redu

cera

alg

blom

mar

och

förb

ättra

fisk

epot

entia

len.

Å

tgär

dern

a är

inde

lade

i så

dana

som

rikt

as m

ot o

rsak

erna

till,

resp

ektiv

e sy

mto

men

av,

pro

blem

en. E

n gr

ov u

ppsk

attn

ing

av fö

rvän

tade

effe

kter

, den

tid

åtgä

rden

be-

höve

r fö

r at

t vis

a re

sulta

t, sa

mt o

m e

ffekt

erna

kan

förv

änta

s ve

rka

på r

egio

nal (

hela

Öst

ersj

ön)

elle

r på

loka

l ska

la (

t.ex.

de

före

slag

na “

hot s

pots

” (s

e te

xt)).

Tab

elle

n an

ger o

ckså

vilk

a se

kund

ära

effe

kter

man

kan

förv

änta

sig

. Tec

knen

+ o

ch –

ang

er a

tt åt

gärd

en b

edöm

s so

m p

ositi

v re

spek

tive

nega

tiv fö

r Öst

ersj

ön. P

aren

tes

ange

r at

t effe

kten

san

nolik

t blir

beg

räns

ad.

Åtg

ärd

Förv

änta

de e

ffek

ter p

å Ö

ster

sjön

Tid

Skal

a

Seku

ndär

a ef

fekt

er

____

____

____

____

____

____

____

____

____

____

____

____

____

____

____

____

____

____

____

____

____

____

____

____

____

____

____

____

___

ÅTG

ÄR

DER

RIK

TAD

E M

OT

OR

SAK

ER T

ILL

PRO

BLE

MEN

St

opp

för t

orsk

fiske

+

färr

e sk

arps

ill/s

tröm

min

g 2-

5 år

H

ela

Öst

ersj

ön

+ Fö

rbät

trat,

hållb

art f

iske

+ m

er z

oopl

ankt

on

– M

nem

iops

isris

k

+ re

duce

rad

algv

årbl

om

(+ m

insk

ad h

ypox

i i b

otte

nvat

ten)

(+ v

iss e

ffek

t på

cyan

obak

terie

blom

) R

educ

erad

P o

ch N

+

redu

cera

d cy

anob

akte

riebl

om

5-15

år

Hel

a Ö

ster

sjön

+

min

skad

hyp

oxi

+

redu

cera

d al

gvår

blom

Å

TGÄ

RD

ER R

IKTA

DE

MO

T SY

MTO

M (B

iom

anip

uler

ing)

R

eduk

tions

fiske

+

färr

e sk

arps

ill/s

tröm

min

g 5-

15 å

r Lo

kala

“ho

t-spo

ts”

+ m

er z

oopl

ankt

on

– M

nem

iops

isris

k

(+ re

duce

rad

algv

årbl

om)

(+ m

insk

ad h

ypox

i i b

otte

nvat

ten)

M

usse

lodl

ing

+ re

duce

rad

algv

årbl

om

+

redu

cera

d cy

anob

akte

riebl

om

1-3

år

Loka

la “

hot-s

pots

” (+

min

skad

hyp

oxi)

Pred

ator

tills

ats

+ fä

rre

skar

psill

/strö

mm

ing

3-5

år

Loka

la “

hot s

pots

”

+

Attr

aktiv

are

friti

dsfis

ke

(+

mer

zoo

plan

kton

)

(red

ucer

ad a

lgvå

rblo

m)

____

____

____

____

____

____

____

____

____

____

____

____

____

____

____

____

____

____

____

____

____

____

____

____

____

____

____

____

____


9 Risker och möjligheter 9.1 Risker Varje åtgärd som genomförs medför i regel såväl risker som möjligheter. Nedan diskuteras biomanipulering i Östersjön utifrån såväl risk- som möjlighetsperspektiv med målet att ge underlag för att reducera de förra och optimera de senare (Tabell 1). Invasioner Vid varje förändring av en födokedja riskerar man att den nisch, d.v.s. det ekolo-giska utrymmet, som organismen man riktat insatsen mot ersätts av någon annan. I limniska system har det ibland visat sig att evertebrata (ryggradslösa) organismer tar över om planktivor fisk tas bort (Søndergaard et al. 2007). I Östersjön är en organism som potentiellt skulle kunna erövra den planktivora nischen om den blir ledig efter en biomanipulering mysider (t.ex Mysis spp.). Ett mer skräckinjagande exempel på ett sådant nischövertagande är utvecklingen i Svarta Havet där fiske-trycket på först rovfisk och sedan planktivor fisk var mycket kraftigt, vilket öpp-nade upp en födonisch för kammaneten Mnemiopsis leidyi (Daskalov et al. 2007). Mnemiopsis är en liten manet (maximal storlek cirka 10 cm) som huvudsakligen äter zooplankton och som har en enorm reproduktionspotential och den blev under ett antal år ett dominerande inslag i Svarta Havets ekosystem med katastrofala följder för brukandet av havets resurser. Östersjöns födokedja och fiskerihistoria är till stora dela lik den i Svarta Havet och Mnemiopsis finns sedan några år tillbaka såväl i Östersjön som västerhavet (Boersma et al. 2007) även om den ännu inte uppträtt i massförekomster. Vid en eventuell åtgärd, som t.ex. biomanipulering, bör utvecklingen av Mnemiopsisbeståndet hållas under uppsikt. Bottenskador? Beroende på vilken metod som kommer att användas vid en eventuell biomanipule-ring riskerar bottnarna och bottensamhällena i Östersjön att ytterligare ta skada särskilt om insatsen blir intensiv. Sannolikt ingår det i Fiskeriverkets uppdrag att minimera detta potentiella problem. Bifångster Även om moderna fiskeredskap kan designas att fiska mycket selektivt och stora stim av t.ex. skarpsill effektivt kan lokaliseras, är det osannolikt att all fisk som tas upp är av just den art man önskar, d.v.s. man bör förvänta sig bifångster. Även om en sådan bifångst procentuellt är liten blir den vid en storskalig biomanipulering betydande kvantiteter (i ton räknat) som tas upp. Om bifångsten är rovfisk, t.ex. torsk som uppehåller sig kring skarpsillsstimmen, blir biomanipuleringen en mycket kontraproduktiv sysselsättning. Sannolikt måste denna bifångst också räknas in i fiskekvoten som tilldelats Sverige. Även detta problem kan sannolikt reduceras med hjälp av Fiskeriverkets experter och yrkesfiskares professionalitet.

37


Sortering omöjlig I de, jämförelsevis, småskaliga biomanipuleringar i sjöar som dessutom genomförs på ringa djup, kan man med stor framgång sortera tillbaks rovfisk ombord på trålaren, d.v.s. endast planktivor fisk tas upp. Sådan sortering är sannolikt omöjlig i marin miljö dels p.g.a. de stora kvantiteterna fisk, dels att trålen snabbt tas upp från stort djup, vilket gör att rovfisken sannolikt är mycket medtagen när den når däck och därmed har små chanser att klara sig även i de fall en sortering skulle vara möjlig.

Juridiska orosmoln Det är i nuläget oklart vilka tillstånd som behövs för en storskalig biomanipulering på svenska eller internationella vatten. Kan t.ex. Sverige göra en biomanipulering utan att ändra kvoterna? Tillståndsfrågan och andra juridiska aspekter bör, om detta inte redan är gjort, utredas snarast.

Stora volymer Som erfarenheterna från biomanipuleringar i sjöar visar tycks det råda koncensus kring att insatserna blir mindre lyckade i stora, djupa system än i små grunda. Det har i klartext sagts att biomanipulering av mycket stora sjöar sannolikt inte är meningsfull p.g.a. att fisken inte kan tas ut effektivt nog och att kostnaderna blir enorma (Jeppesen et al. 2007). Det är i detta sammanhang nedslående att notera att medelvolymen bland några av de sjöar som biomanipulerats under senare år utgör mindre än 0.01 promille av Östersjöns volym (2.2 1013 m3). Man kan därför ställa sig något skeptisk till om den planktivora biomassan kan reduceras tillräckligt för att uppnå en så stor ökning i zooplanktonmängden att algerna påverkas. Vad som däremot talar för att effektiviteten är ett mindre problem är att man inom loppet av ett decennium effektivt påverkat torskpopulationen mycket kraftigt genom intensivt fiske. En alternativ möjlighet är att istället för att inkludera hela Östersjön i ambi-tionerna, fokusera åtgärderna på “hot-spots” i svenska kustnära områden.

Många aktörer och särintressen Östersjön nyttjas av många intressenter, t.ex. sjöfart, båt- fiske- och badturister, samt yrkesfiskare. Speciellt den senare gruppen har mycket stort inflytande, såväl direkt politiskt som genom nationell och internationell lobbying (se t.ex. Lövin 2007). Det skulle sannolikt underlätta betydligt om denna grupp ställer sig positiv till de åtgärder som föreslås.

Organisation och helhetssyn För tillfället är det många aktörer som verkar under mottot “Rädda Östersjön”. Bland aktörerna finns Naturvårdsverket (t.ex. denna utredning om biomanipule-ring, samt diverse workshops), Fiskeriverket (bl. a. utredning om biomanipulering i försöksskala; Mikaela Bergenius; se t.ex. http:/aktuellt.fiskeriverket.se/sottochsalt 22/1 2008), lovvärda privata donationer (t.ex. de s.k. “Carlssonpengarna” (www.balticsea2020.se), som bl.a. finansierar biomanipuleringsförsök i

38


Himmerfjäden (Sture Hansson, Stockholm) och applicering av ingenjörsmetoder för att reducera syrebristen i Östersjöns bottenvatten (Daniel Conley, Lund, m.fl.). Dessutom pågår diverse mindre studier t.ex. kring musselodling drivna av privata medel eller av Universiteten. Sannolikt finns fler aktörer som jag under de två månader som mitt uppdrag varat ännu inte stött på. Vad man slås av är att flera av dessa aktörer är ovetande om flera av de andra aktörerna, d.v.s. man gör sitt projekt parallellt med andra liknande. Vad man också slås av är att just nu är en väldigt bra tid att kraftsamla kring Östersjön eftersom så mycket resurser finns. Konkret förslag: tillsätta en rådsgrupp (”Think-tank”) som koordinerar samtliga kunskaps-sammanställningar, samt utvärderar och prioriterar åtgärdsförslag och slutligen föreslår vilka åtgärder som är realistiska och bör genomföras. Endast genom en sådan administrativ, politisk och ekonomisk kraftsamling kan man nå till över-gripande strategier, handlingsplaner, beslutsunderlag och slutligen till resultat för Östersjön.

9.2 Möjligheter Inriktning mot lokala ”hot-spots” Ett av de potentiella problemen med biomanipulering i Östersjön är de stora voly-merna jämfört med de limniska system där metoden biomanipulering utvecklades. En intressant möjlighet är emellertid att fokusera åtgärderna på kustnära vatten och, åtminstone inledningsvis, lämna de öppna områdena utan åtgärd. Målsättningen med en sådan fokusering skulle vara att förfina och anpassa metoder, samt att er-hålla mätbara förbättringar inom överskådlig framtid, vilket i sin tur kan generera “goodwill” till ansatsen från allmänhet och brukare. En fokusering av tillgängliga resurser skulle också medföra att insatserna skulle bli tillräckligt kraftfulla för att nå resultat. Konkret förslag: Identifiera “hot-spots”, definierade antingen utifrån höga närsalttillflöden (åmynningar), låg vattenomsättning och/eller utifrån viktiga rekreationsområden där åtgärder testas i full skala (t.ex. rovfisktillsats, reduktions-fiske av skarpsill, musselbankar, minskad närsaltutflöde, samt eventuellt andra realistiska ingenjörsmetoder). För att bli ytterligare konkret skulle möjliga områden kunna vara t.ex.: Kalmar sund (Emån), Himmerfjärden, Stockholms inre skärgård, Bråviken, Slätbaken (Göta kanal), Hanöbukten, Blekinge skärgård. Reduktion av hypoxi i bottenvattnet Även om cyanobakterieblommarna under sommaren inte med säkerhet kommer att påverkas, skulle en lyckad biomanipulering leda till färre övriga alger i vatten-volymen. Därmed minskar mängden biomassa som sjunker ned till, och därefter ska brytas ned på, bottnen. På ett antal års sikt leder detta till förbättrade syrebe-tingelser i bottenvattnet, d.v.s en biomanipulering har viss potential att minska hypoxin i Östersjön. Användning av fångsterna Kan skarpsill användas till annat än fiskmjöl? Kan livsmedelsindustri eller Livs-medelstekniska universitetsinstitutioner kopplas in för att utveckla hälsosamma

39


“fiskprodukter”. Finns det t.o.m. en potentiell samhällsekonomisk vinst i biomani-pulering i marin miljö?

Reducera arbetslöshet Biomanipulering skulle kunna göras som en arbetsmarknadsåtgärd, d.v.s arbetslösa fiskare ges möjlighet att utföra sitt arbete. Som en tankeväckande bakgrund till denna möjlighet visade det sig att vid en förfrågan på Arbetsförmedlingen i decem-ber 2007 fanns det 1002 yrkesfiskare som gick på A-kassa under rubriceringen “tillfälligt avbrott i fisket”. Totalt var 1179 yrkesfiskare helt eller deltidsarbetslösa (Arbetsförmedlingen 20/12 2007). Här finns alltså en betydande kår av yrkes-kunnig personal som, rent formellt, står till arbetsmarknadens förfogande. Då sam-hället alltså redan helt eller delvis betalar lönen för mer än 1000 professionella fiskare borde det finnas incitament för vidare statliga subventioner i form av ar-betsmarknadsåtgärder, vilket skulle reducera personalkostnaderna för ett eventuellt biomanipuleringsprojekt betydligt. Det skulle också ge det eventuella projektet mycket yrkesskicklig personal. Sannolikt skulle också åtgärden bemötas positivt från seriösa yrkesfiskare; en yrkeskår som traditionellt har en mycket stark anknyt-ning till sin yrkesutövning.

Handel med fiskekvoter Ett problem med fiskekvoter är att om ett land eller en enskild fiskare beslutar att inte utnyttja sin kvot kommer tydligen kvoten, enligt nuvarande EU praxis, att fördelas mellan andra brukare av resursen, d.v.s det blir meningslöst att avstå sin kvot. Om det istället skulle införas ett system där en enskild fiskares (eller lands) fiskekvoter kunde säljas och köpas, skulle man dels ge möjligheter för enskilda fiskare att med vinst lämna sitt företag, dels öppna upp för möjligheten att staten, eller någon mecenat, köper upp stora delar av Sveriges fiskekvot men avstår att ta upp fisken. Detta skulle bli en parallell till handeln med utsläppsrätter för t.ex. koldioxid, vilket synbarligen var såväl genomförbart som fungerande. Konkret förslag: Föreslå i EU och inom ICES att handel med fiskekvoter skyndsamt införs som ett medel att reglera kvantiteten torsk som tas upp i Östersjön.

40


10 Åtgärdsförslag Med tanke på de dåliga förhållandena i Östersjön, med algblommar, låga syrehalter och ett kraftigt stört fisksamhälle, är det naturligt att det råder ett skriande behov av åtgärder, och då helst sådana som är effektiva, snabba, billiga, och dessutom lätta att genomföra. Som i så måga andra sammanhang finns inga sådana ”dunderkurer” utan vi är hänvisade till metoder som är mer eller mindre effektiva, relativt lång-samma, vanligen kostsamma och som dessutom kräver de en hel del arbete och politiskt mod. Trumfkortet är emellertid att det finns flera metoder och angrepps-sätt och vi har möjlighet att prioritera mellan åtgärderna och att väl genomtänkta prioriteringar har mycket goda chanser att, inom överskådlig framtid, förbättra situationen i Östersjön väsentligt. Baserat på denna kunskapssammanställning har följande åtgärdsförslag utkristalliserats:

1) Stoppa fisket på torsk. Denna åtgärd angriper problemet, har stor poten-

tial att snabbt förbättra situationen för såväl vattenkvaliteten, rekreation, som yrkesfisket. Åtgärden bör ges allra högsta prioritet såväl juridiskt, politiskt (nationellt och inom EU), som inom ICES. Totalstoppet bör vara verksamt i minst tre år. Därefter bör, om torskpopulaitonen återhämtar sig i önskvärd takt, fiske enligt ICES “precautious approach” (Fpa) kunna tillåtas. En ytterligare fördel med ett totalstopp är att detta går att övervaka och det alltför vanliga argumentet att “fiskar inte jag så gör någon annan det” kan avfärdas. Dessutom ger ett totalstopp omedelbara (inom 3 år) och positiva resultat vilket ger goodwill hos såväl allmänhet som yrkesfolk.

2) Halvera utflödet av närsalter (fosfor såväl som kväve; se diskussion kring detta i (Johansson 2006)) från land; i första hand från svenska kusten, men också internationellt där dock åtgärderna är svårare att im-plementera. Även denna åtgärd angriper ett av huvudproblemen (eutro-fieringen) och bör ges allra högsta prioritet.

3) Reduktionsfiske av skarpsillsbeståndet med målet att öka abundans och storlek av betande zooplankton och därmed reducera algförekomsten och få ett klarare vatten i kustzonen och i lokala ”hot-spots”.

4) Musselodlingar vid “hot-spots” (åmynningar, rekreationsområden) för att reducera algmängden och få ett klarare vatten lokalt.

5) Insättning av rovfisk, t.ex. gös i “hot-spots” områden. Målet med dessa åtgärder kan dels vara att öka predationen på skarpsill, men också att för-bättra betingelserna för småskalig, kustnära fiskenäring. Detta fiske måste givetvis regleras.

6) Övriga ingenjörsåtgärder. Det finns en uppsjö av ingenjörsmetoder som oftast hämtat sin inspiration från limniska (småskaliga) system, inkluderande t.ex. luftning av hypolimnion och tillsats av aluminium-föreningar för att binda fosfor. Även om det ligger utanför ramarna för denna rapport att ge rekommendationer kring dessa bör nämnas att de

41


flesta ingenjörsmetoder är symtombehandlingar som dessutom är mycket kostsamma, logistiskt krävande och har låg potential för framgång i så stora system som Östersjön.

Det bör understrykas att alla åtgärder utom 1) och 2) ovan inte angriper problemen utan är olika typer av symtombehandling. Kan inte fisket på torsk stoppas helt under åtminstone 2-5 år (Tabell 1) och näringsflödet från land kraftfullt reduceras bedömer jag att de övriga åtgärderna har begränsad potential att uppvisa positiva resultat. Om det däremot finns tillräckligt politiskt mod och styrka för att genom-föra åtgärd 1) och 2), skulle sannolikt symtombehandlingar av olika typer, t.ex. biomanipulering av olika slag, samt andra ingenjörsmetoder, ha god potential att skynda på processen mot bättre vattenkvalitet, speciellt i kustnära ”hot-spot” områden.

42


11 Tack Under de två månader jag arbetat med denna sammanställning har jag haft oerhört mycket nytta av att diskutera dels övergripande frågor, dels mer specifikt veten-skapliga tankar med flera personer vars kunskap förbättrat kvaliteten på rapporten betydligt. Speciellt vill jag tacka Doc. Ander Persson, LU för initierad diskussion kring fiske och fiskekvoter. Rapporten har också vunnit mycket på diskussioner med Prof. Daniel Conley, Lunds Universitet (LU), Prof. Christer Brönmark, LU, Prof. Wilhelm Granéli, LU., Prof Sture Hansson, Stockholms Universitet (SU), Prof. Lena Kautsky, SU, Doc. Per Carlsson, LU, Prof. Martin Søndergaard, Dansk Miljøundersøgelser (DMU), Silkeborg, Danmark, Prof. Sakari Kuikka och Prof. Timo Kairesalo från Helsingfors Universitet, Finland, samt Richard Nilsson, och Jimmy Lindahl, Biomanipuleringsprojektet i Ringsjön, Skåne.

43


12 Referenser BERGMAN, E., L.-A. HANSSON, and G. ANDERSSON. 1999a. Biomanipulation in a theroretical and historical perspective. Hydrobiologia 404: 53-58.

BERGMAN, E. and others 1999b. Synthesis of the theoretical and empirical ex-periences from nutrient and cyprind reductions in Lake Ringsjön. Hydrobiologia 404: 145-156.

BOERSMA, M., A. MALZAHN, W. GREVE, and J. JASVIDOPOUR. 2007. The first occurrence of the ctenophore Mnemiopsis leidyi in the North Sea. Helgoland Marine Research 61: 153-155.

BONTES, B. M., R. PEL, B. W. IBELINGS, H. T. S. BOSCHKER, J. J. MIDDELBURG, and E. VAN DONK. 2006. The effects of biomanipulation on the biogeochemistry, carbon isotopic composition and pelagic food web relations of a shallow lake. Biogeosciences 3: 69-83.

BRODEUR, P., P. MAGNAN, and M. LEGAULT. 2001. Response of fish communities to different levels of white sucker (Catostomus commersoni) biomanipulation in five temperate lakes. Canadian Journal of Fisheries and Aquatic Sciences 58: 1998-2010.

CARPENTER, S. R., J. F. KITCHELL, and J. R. HODGSON. 1985. Cascading trophic interactions and lake productivity: Fish predation and herbivory can regulate lake ecosystem. Bioscience 35: 634-639.

COWX, I. G., and D. GERDEAUX. 2004. The effects of fisheries management practises on freshwater ecosystems. Fisheries Management and Ecology 11: 145-151.

DASKALOV, G., A. GRISHIN, S. RODINOV, and V. MIHNEVA. 2007. Trophic cascades triggered by overfishing reveal possible mechanisms of ecosystem regime shifts. Proc. Natl.Acad. Sci. USA 104: 10518-10523.

DAWIDOWICZ, P. and others 2002. Hypolimnetic anoxia hampers top-down food-web manipulation in a eutrophic lake. Freshwater Biology 47: 2401-2409.

DRENNER, R. W., R. M. BACA, J. S. GILROY, M. R. ERNST, D. J. JENSEN, and D. H. MARSHALL. 2002. Community responses to piscivorous largemouth bass: A bio-manipulation experiment. Lake and Reservoir Management 18: 44-51.

DRENNER, R. W., and K. D. HAMBRIGHT. 1999. Biomanipulation of fish assem-blages as a lake restoration technique. Archiv fuer Hydrobiologie 146: 129-165.

EILERS, J. M. and others 2007. Biological effects of repeated fish introductions in a formerly fishless lake: Diamond Lake, Oregon, USA. Fundamental and Applied Limnology 164: 265-277.

44


ELMGREN, R. 1989. Man's Impact on the Ecosystem of the Baltic Sea Energy Flows Today and at the Turn of the Century. Ambio 18: 326-332.

---. 2001. Understanding human impact on the baltic ecosystem: Changing views in recent decades. Ambio 30: 222-231.

ENGSTRÖM-ÖST, J., and E. AL. 2002. Does cyanobacterial toxin accumulate in mysid shrimps and fish via copepods? J. Exp. Mar. Biol. Ecol. 276: 95-107.

GLIWICZ, Z. M. 2005. Food web interactions: Why are they reluctant to be manipu-lated? Verh. Internat. Verein. Limnol. 29: 73-88.

GULATI, R. D. 1990. Structural and grazing responses of zooplankton community to biomanipulation of some Dutch water bodies. Hydrobiol. 200/201: 99-118.

GULATI, R. D., and E. VAN DONK. 2002. Lakes in the Netherlands, their origin, eutrophication and restoration: State-of-the-art review. Hydrobiologia 478: 73-106.

GUSTAFSSON, S., K. RENGEFORS, and L.-A. HANSSON. 2005. Increased consumer fitness following transfer of toxin tolerance to offspring via maternal effects. Ecology 86: 2561-2567.

HAIRSTON, N. G., F. E. SMITH, and L. B. SLOBODKIN. 1960. Community structure, population control, and competition. Am.Nat. XCIV: 421-425.

HANSON, M., and M. BUTLER. 1994. Response to food web manipulation in a shallow waterfowl lake. Hydrobiol 279/280: 457-466.

HANSSON, L.-A. 1998. Biomanipulering som restaureringsverktyg för näringsrika sjöar - en kunskapssammanställning, p. 1-107. Naturvårdsverket.

HANSSON, L.-A. and others 1998. Biomanipulation as an application of food chain theory: constraints, synthesis and recommendations for temperate lakes. Eco-systems 1: 558-574.

HANSSON, L.-A., and E. BERGMAN. 1999. Nutrient reduction and biomanipulation as tools to improve water quality: The Lake Ringsjön story. Kluwer Academic Publishers.

HANSSON, L. A., L. JOHANSSON, and L. PERSSON. 1987. Effects of fish grazing on nutrient release and sucession of primary producers. Limnol.Oceanogr. 32: 723-729.

HANSSON, S., and T. DIDRIKAS. 2007. Minskad övergödning och förbättrat fiske. Systemekologiska inst.

HANSSON, S., O. HJERNE, C. HARVEY, J. F. KITCHELL, S. P. COX, and T. E. ESSINGTON. 2007. Managing Baltic Sea fisheries under contrasting production and predation regimes: Ecosystem model analyses. Ambio 36: 265-271.

45


HARGEBY, A., G. ANDERSSON, I. BLINDOW, and S. JOHANSON. 1994. Trophic web structure in a shallow eutrophic lake during a dominance shift from phytoplankton to submerged macrophytes. Hydrobiologia 279/280: 83-90.

HARGEBY, A., I. BLINDOW, and G. ANDERSSON. 2007. Long-term patterns of shifts between clear and turbid states in Lake Krankesjön and Lake Tåkern. Ecosystems 10: 28-35.

HAWKINS, S., J. ALLEN, and S. BRAY. 1999. Restoration of temperate and coastal ecosystems: nudging nature. Aquatic Conserv: Mar. Freshw. Ecosyst. 9: 23-46.

HRBÁCEK, J., M. DVORAKOVA, V. KORÍNEK, and L. PROCHÁKÓVA. 1961. Demon-stration of the effect of the fish stock on the spicies composition of zooplankton and the intensity of metabolism of the whole plankton association. Verh.Internat.Verein.Limnol. 14: 192-195.

HÅKANSSON, L., V. V. BOULION, and A. P. OSTAPENIA. 2003. The influence of biomanipulations (fish removal) on the structure of lake foodwebs, case studies using the LakeWeb-model. Aquatic Ecology 37: 87-99.

JEPPESEN, E., J. P. JENSEN, M. SØNDERGAARD, and T. LAURIDSEN. 2005. Re-sponse of fish and plankton to nutrient loading reduction in eight shallow Danish lakes with special emphasis on seasonal dynamics. Freshwat. Biol. 50: 1616-1627.

JEPPESEN, E., P. KRISTENSEN, J. P. JENSEN, M. SØNDERGAARD, E. MORTENSEN, and T. LAURIDSEN. 1991. Recovery, resilience following a reduction in external phosphorus loading of shallow, eutrophic Danish lakes: duration, regulating factors and methods for overcoming resilience. Memoria del Istituto Italiano di Idrobiologica 48: 127-148.

JEPPESEN, E. and others 2007. Restoration of shallow lakes by nutrient control and biomanipulation-the successful strategy varies with lake size and climate. Hydrobiologia 581: 269-285.

JEPPESEN, E., and I. SAMMALKORPI. 2002. Lakes, p. 297-324. In M. Perrow and T. Davy [eds.], Handbook of Restoration Eclogy (Vol 2). Cambridge University Press.

JOHANSSON, B. 2006. Östersjön - hot och hopp, p. 268, Formas Fokuserar. Formas.

KARJALAINEN, M. and others 2007. Ecosystem consequences of cyanobacteria in the northern Baltic Sea. Ambio 36: 195-202.

KASPRZAK, P. and others 2003. Reduction of nutrient loading, planktivore removal and piscivore stocking as tools in water quality management: The Feldberger Haussee biomanipulation project. Limnologica 33: 190-204.

KOERNER, S., and T. DUGDALE. 2003. Is roach herbivory preventing re-colonization of submerged macrophytes in a shallow lake? Hydrobiologia 506-509: 497-501.

46


KONONEN, K. and others 1998. Development of a subsurface chlorophyll maxi-mum at the entrance to the Gulf of Finland, Baltic Sea. Limnology and Oceano-graphy 43: 1089-1106.

KOZAK, A., and R. GOLDYN. 2004. Zooplankton versus phyto- and bacterioplank-ton in the Maltanski Reservoir (Poland) during an extensive biomanipulation ex-periment. Journal of Plankton Research 26: 37-48.

LAMMENS, E. 1988. Trophic interactions in the hypertrophic Lake Tjeukemeer: Top-down and bottom-up effects in relations to hydrology, predation and bio-turbation during the period 1974-1985. Limnologica 19: 81-85.

LATHROP, R. C. and others 2002. Stocking piscivores to improve fishing and water clarity: A synthesis of the Lake Mendota biomanipulation project. Freshwater Biology 47: 2410-2424.

LAURIDSEN, T. L., E. JEPPESEN, and M. SØNDERGAARD. 1994. Colonization and succession of submerged macrophytes in shallow Lake V‹ng during the first five years following fish manipulation. Hydrobiol. 275/276: 233-242.

LEPPA, M., H. HAMALAINEN, and J. KARJALAINEN. 2003. The response of benthic macroinvertebrates to whole-lake biomanipulation. Hydrobiologia 498: 97-105.

LIBORIUSSEN, L., M. SØNDERGAARD, and E. JEPPESEN. 2007. Sørestaurering i Danmark Del 1: Tværgående analyser, p. 1-87. DMU.

LÖVIN, I. 2007. Tyst hav – jakten på den sista matfisken. Ordfront,.

MCQUEEN, D. J. 1998. Freshwater food web biomanipulation – a powerful tool for water quality improvement, but maintenance is required. manuscript.

MEHNER, T. and others 2004. How to link biomanipulation and sustainable fisheries management: a step-by-step guideline for lakes of the European temperate zone. Fisheries Management and Ecology 11: 261-275.

MEHNER, T., J. BENNDORF, P. KASPRZAK, and R. KOSCHEL. 2002. Biomanipula-tion of lake ecosystems: Successful applications and expanding complexity in the underlying science. Freshwater Biology 47: 2453-2465.

MEIJER, M.-L., M. W. DE HAAN, A. W. BREUKELAAR, and H. BUITEWELD. 1990. Is reduction of the benthivorous fish an important cause of high transparency following biomanipulation in shallow lakes? Hydrobiol. 200/201: 303-315.

MEYER-HARMS, B., and B. VON BODUNGEN. 1997. Taxon-specific ingestion rates of natural phytoplankton by calanoid copepods in an estuarine environment (Pomeranian Bight, Baltic Sea) determined by cell counts and HPLC analyses of marker pigments. Marine Ecology Progress Series 153: 181-190.

MOELLMANN, C., and F. W. KOESTER. 2002. Population dynamics of calanoid copepods and the implications of their predation by clupeid fish in the Central Baltic Sea. Journal of Plankton Research 24: 959-977.

47


MOSS, B., L. CARVALHO, and J. PLEWES. 2002. The lake at Llandrindod Wells: A restoration comedy? Aquatic Conservation 12: 229-245.

NOORDHUIS, R., D. T. VAN DER MOLEN, and M. S. VAN DEN BERG. 2002. Response of herbivorous water-birds to the return of Chara in Lake Veluwemeer, the Netherlands. Aquatic Botany 72: 349-367.

OLIN, M. J. and others 2006. Effects of biomanipulation on fish and plankton communities in ten eutrophic lakes of southern Finland - Hydrobiologia (vol 553, pg 67, 2006). Hydrobiologia 560.

PERS, B. C. 2005. Modeling the response of eutrophication control measures in a Swedish lake. Ambio 34: 552-558.

PERSSON, L., P.-A. AMUNDSEN, A. DE ROOS, A. KLEMENTSEN, R. KNUDSEN, and R. PRIMICERIO. 2007. Culling prey promotes predator recovery-alternative states in a whole-lake eperiment. Science 316: 1743-1746.

PIRES, L. M. D., B. W. IBELINGS, M. BREHM, and E. VAN DONK. 2005. Comparing grazing on lake seston by Dreissena and Daphnia: Lessons for biomanipulation. Microbial Ecology 50: 242-252.

POST, J., L. RUDSTAM, D. SCHAEL, and C. LUECKE. 1992. Pelagic planktiviory by larval fishes in Lake Mendota, p. 303-317. In J. F. Kitchell [ed.], Food web management; a case study of Lake Mendota. Springer Verlag.

RASK, M., M. OLIN, J. KESKITALO, A. LEHTOVAARA, J. RUUHIJARVI, and S. VESALA. 2003. Responses of plankton and fish communities to mass removal of planktivorous fish in a two-basin lake in southern Finland. Hydrobiologia 506-509: 451-457.

RUDSTAM, L. G., S. HANSSON, S. JOHANSSON, and U. LARSSON. 1992. Dynamics of planktivory in a coastal area of the northern Baltic Sea. Marine Ecology Progress Series 80: 159-173.

SALONEN, S., H. HELMINEN, and J. SARVALA. 1996. Feasibility of controlling coarse fish populations through pikeperch (Stizostedion lucioperca) stocking in Lake Koylionjarvi, SW Finland. Annales Zoologici Fennici 33: 451-457.

SCHARF, W. 2007. Biomanipulation as a useful water quality management tool in deep stratifying reservoirs. Hydrobiologia 583: 21-42.

SCHEFFER, M. 1998. Ecology of Shallow Lakes. Chapman and Hall.

SCHEFFER, M., and E. H. VAN NES. 2007. Shallow lakes theory revisited: various alternative regimes driven by climate, nutrients, depth and lake size. Hydrobiologia 584: 455-466.

48


SHAPIRO, J., V. LAMARRA, and M. LYNCH. 1975. Biomanipulation: an ecosystem approach to lake restoration, p. 85-96. In P. L. Brezonik and J. L. Fox [eds.], Proceedings of a symposium on Water Quality Management through biological control.Jan 23-30,1975,University of Florida,Gainesville.

SKOV, C., O. LOUSDAL, P. H. JOHANSEN, and S. BERG. 2003. Piscivory of 0+ pike (Esox lucius L.) in a small eutrophic lake and its implication for biomanipulation. Hydrobiologia 506-509: 481-487.

SKOV, C., and P. A. NILSSON. 2007. Evaluating stocking of YOY pike Esox lucius as a tool in the restoration of shallow lakes. Freshwater Biology 52: 1834-1845.

STRAND, J. A., and S. E. B. WEISNER. 2001. Dynamics of submerged macrophyte populations in response to biomanipulation. Freshwater Biology 46: 1397-1408.

SVENSSON, J., E. BERGMAN, and G. ANDERSSON. 1999. Impact of cyprinid reduc-tion on the benthic macroinvertebrate community and implications for increased nitrogen retention. Hydrobiologia 404: 99-112.

SØNDERGAARD, M., L. BRUUN, T. LAURIDSEN, E. JEPPESEN, and T. VINDB‹K MADSEN. 1996. The impact of grazing waterfowl on submerged macrophytes: In situ experiments in a shallow eutrophic lake. aquat.bot. 1013.

SØNDERGAARD, M. and others 2007. Lake restoration: successes, failures ans long-term effects. Journal of Applied Ecology 44: 1095-1105.

TER HEERDT, G., and M. HOOTSMANS. 2007. Why biomanipulation can be effec-tive in peaty lakes. Hydrobiologia 584: 305-316.

VAN DE HATERD, R. J. W., and G. N. J. TER HEERDT. 2007. Potential for the development of submerged macrophytes in eutrophicated shallow peaty lakes after restoration measures. Hydrobiologia 584: 277-290.

VAN DONK, E., and A. OTTE. 1996. Effects of grazing by fish and waterfowl on the biomass and species composition of submerged macrophytes. Hydrobiol 340: 285-290.

VAN NES, E., and M. SCHEFFER. 2005. Implications of spatial heterogeneity for catastrophic regime shifts in ecosystems. Ecology 86: 1797-1807.

WYSUJACK, K., P. KASPRZAK, U. LAUDE, and T. MEHNER. 2002. Management of a pikeperch stock in a long-term biomanipulated stratified lake: Efficient predation vs. low recruitment. Hydrobiologia 479: 169-180.

WYSUJACK, K., U. LAUDE, K. ANWAND, and T. MEHNER. 2001. Stocking, popula-tion development and food composition of pike Esox lucius in the biomanipulated Feldberger Haussee (Germany): Implications for fisheries management. Limnologica 31: 45-51.

49


WYSUJACK, K., and T. MEHNER. 2002. Comparison of losses of planktivorous fish by predation and seine-fishing in a lake undergoing long-term biomanipulation. Freshwater Biology 47: 2425-2434.

50


Kan Östersjön restaureras? – Baserat på erfarenheter från sjöar

Del 2

Kemiska och fysiska sjörestaurerings-metoder – något för Östersjön?

Emil Rydin

NATURVÅRDSVERKET

51


1 Sammanfattning För att uppnå en långsiktig förbättring av övergödningssituationen i egentliga Östersjön behöver, förutom fortsatta ansträngningar att minska den externa belast-ningen, den permanenta fosforbindningen i bottensedimenten öka.

Etablerade kemiska och fysikaliska sjörestaureringsmetoder för att reducera fosforläckaget från syrefria bottnar har sammanställts och utvärderats på uppdrag av Naturvårdsverket. De sjörestaureringsmetoder som bygger på ökad fosforexport nedströms bedöms inte användbara i Östersjön eller i dess kustzon.

Av de etablerade sjörestaureringsmetoderna har tillsats av aluminium och even-tuellt också kalcium potentialen att binda fosfor permanent i Östersjösediment. För avgränsade kustvikar skulle eventuellt också hypolimnionluftning i kombination med järntillsats kunna fungera långsiktigt i speciella fall. Dessa metoder bör utvär-deras vidare i mindre skala för att deras effekt i bräckt miljö bättre skall kunna bedömas.

Aluminium binder fosfor i brackvattensediment men det är okänt hur mycket aluminium som behöver tillsättas. I ett mindre område kan aluminium tillsättas motsvarande de doseringar som görs vid sjörestaureringar. Men ska större ytor behandlas behöver aluminiumfosforbindningen optimeras så det räcker med mindre mängder, t ex genom en kombination med kalciumtillsats. Dessa möjligheter be-höver utredas tillsammans med eventuella negativa effekter.

I marin miljö inaktiveras och begravs fosfor naturligt i anoxiska sediment genom mineralbildning tillsammans med aluminium och kalcium. Kunskap om vad som begränsar processer som denna i Östersjön behövs för att kunna genomföra kostnadseffektiva åtgärder för att öka fosforbindningen i sedimenten över större områden.

52


2 Summary In order to improve conditions in the Baltic proper, the external nutrient loading needs to be reduced, and the permanent phosphorus retention in the sediment needs to be increased.

Established chemical and physical methods for reducing phosphorus release from oxygen depleted bottom sediments in lake and reservoirs have been summa-rized and evaluated on assignment of the Swedish Environmental Protection Agency. Methods that increase the phosphorus export downstream are not judged useful for the open Baltic or its coastal areas.

Among the established lake and reservoir restoration methods, addition of aluminium and possibly also calcium has the potential to bind sediment phosphorus permanently in Baltic Sea sediment. Hypolimnetic aeration in combination with iron additions might also have long lasting effects in semi enclosed bays in some cases. These methods need to be evaluated further in smaller scale in order to judge there efficiency in brackish environment.

Aluminium binds phosphorus in brackish sediment but the binding efficiency is unknown. In smaller areas aluminium can be added corresponding to doses used for lake restorations. However, the aluminium-phosphorus binding needs to be improved if larger areas are to be treated, possibly by combining aluminium with calcium. These possibilities need to be evaluated further, together with potential negative effects.

In marine environment, phosphorus is naturally inactivated and buried in anoxic sediments by mineral formation using aluminium and calcium. Knowledge about what regulates processes like these in the Baltic environment is needed for cost effective actions to increase sediment phosphorus retention over larger areas.

53


3 Inledning Övergödningssymptomen i egentliga Östersjön tilltar trots att den externa fosfor-belastningen har varit relativt konstant över de senaste decennierna. En orsak till detta är att stora bottenområden har blivit syrgasfria. Fosfor binds då inte längre till järn i sedimenten, vilket medför högre halter i vattenmassan.

På uppdrag av Naturvårdsverket har fysiska och kemiska sjörestaurerings-metoder för att minska fosforläckaget från syrgasfria bottnar sammanställts och utvärderats. Flera av metoderna har använts för att åtgärda en rad problem, men denna sammanställning fokuserar på åtgärdernas effekt på fosforläckage från sediment.

Rapporten redovisar restaureringsmetoder som tillämpats för sjöar. För varje metod presenteras de principer som respektive metod bygger på, tillvägagångssätt vid restaurering samt en utvärdering av metoden. Därefter görs en bedömning av respektive metods användbarhet för att reducera fosforläckaget från bottnar i Östersjöns öppna hav respektive kustzon.

Att bedöma restaureringstilltag utifrån uppsatta målparametrar är ofta riktigt och faller sig naturligt. Minskade t.ex. totalfosforhalten i vattnet, var minskningen tillräcklig, och långvarig nog för att projektet ska klassas som lyckat? På mot-svarande sätt kan t.ex. siktdjup och syresituationen i bottenvattnet bedömas. Ofta bedöms just totalfosforutvecklingen i vattnet åren efter restaureringen och metoden som användes får ofta antingen äran eller skulden, beroende på hur det gick. Även detta kan ofta vara riktigt. I många fall finns dock inte information nog för att be-döma om t.ex. externbelastningen har minskats tillräckligt och då blir det svårt att avgöra vad som gjorde att projektet inte lyckades; var det p.g.a. externbelastningen eller t.ex. p.g.a. inte tillräckligt med fosfor bands till sedimenten? Det är därför av stort värde om nyckelprocessen kan kvantifieras.

Som underlag för denna sammanställning har sjörestaureringsboken av Cooke m. fl. (2005) använts. Avsnittet om aluminium är en omarbetning av motsvarande stycke i rapporten av Blomqvist & Rydin (2008), som fokuserar på möjligheter att fälla fosfor med aluminium och olika kalciumformer i Östersjön.

Termen anoxisk har använts när halten löst syrgas lägre än cirka 1 mg/l och järn föreligger i reducerad form. Oxisk har använts när halten löst syrgas högre än cirka 1 mg/l och järn föreligger i oxiderad form. Syrgassättning har används när ren syrgas tillsätts och syresätta har använts när syrgas tillförs i form av luft till vattnet.

54


4 Fosfor i sediment – en komplex historia

Läckagebenägen sedimentfosfor domineras av lättnedbrytbara organiska fosfor-föreningar (Ahlgren m.fl. 2005; Reitzel m.fl. 2006). Vartefter dessa bryts ner och fosfat diffunderar mot sedimentytan kommer den fosforn att frigöras till vatten-massan. I oxiska ytsediment kan dock järn periodvis binda en del av denna fosfor.

Syrebrist i bottenvattnet uppträder när respirationen av organiskt material (och kemisk syretäring) överstiger syretillförseln. Skiktningsförhållanden och vattenom-sättning reglerar i sin tur syretillförseln. Ökad utbredning i tid och rum av syrebrist i bottenvattnet är ett klassiskt tecken på eutrofiering. En effekt av syrebristen är en snabbare omsättning av näringsämnen i sedimenten, framförallt av fosfor, vilken inte hålls kvar av järn i ytsedimenten under anoxiska förhållanden. Även koncen-trationen av ammonium och mangan ökar ofta i anoxiskt bottenvatten.

När vattnet syresätts igen oxideras bl.a. järnet till trevärt järn och ett oxyhyd-roxidkomplex bildas som effektivt adsorberar fosfat. Både järn och fosfat fälls då ut från vattenmassan och tillförs ytsedimentet igen så länge det är oxiskt.

Förr eller senare blir detta ytsediment anoxiskt igen, förr genom en stagna-tionsperiod varvid syrebrist eventuellt uppträder igen, eller senare genom att föreningen överlagras med nytt material, vilket sker på ackumulationsbottenom-råden. I båda fallen reduceras järnet som tillsammans med fosfat går i lösning igen. I det första fallet innebär inte bindningen av fosfat till det oxiderade järnet någon permanent bindning av fosfor i sedimenten. Men processen är ofta betydelsefull ändå. Den innebär en säsongsdynamik av fosforfrisättning från sedimenten, styrd av perioder av stillastående, stagnant vattenmassa och efterföljande syrebrist. Och det kan vara en betydelsefull mängd fosfat som regleras av oxiderat järn i det översta sedimentskiktet. Om fosfor som är bunden till det oxiderade järnet i yt-sedimenten frigörs, kan det få stort genomslag på fosforhalterna i vattenmassan.

Genom oxidation av järnet kan denna reduktions/oxidationscykel fortgå, med frigörelse och fällning av fosfat som följd. Men om redoxpotentialen i ytsedi-menten sjunker så lågt att sulfat reduceras till sulfid riskeras det reducerade lösta järnet att inaktiveras permanent genom bildning av svårlöslig järnsulfid. Interak-tioner mellan reducerat järn och svavel beskrivs mer ingående nedan. Nytt järn måste då tillföras för att järn-fosfat interaktionen skall kunna reglera fosfatutbytet mellan sedimenten och vattnet igen. Om betydande sedimentytor som har varit syresatta länge blir anoxiska flyttas alltså fosfor från sedimenten till vattenmassan. Med en fungerande järncykel, och en säsongsbunden syresättning av ytsedimenten, kommer den fosforn att bindas till sedimenten igen. Årstidsvariationer i skiktnings-förhållanden kommer att påverka omfattningen av utbytet mellan sedimenten och vattenmassan. Ökar depositionen av nedbrytbart organiskt material riskerar perio-derna då ytsedimenten är syresatta att minska och till och med utebli. Järn i yt-sedimenten reglerar då inte längre fosforfrisättningen från sedimenten och vatten-massan kommer att hålla högre fosforhalter, men den långsiktiga bortförseln av fosfor från vattenmassan påverkas inte.

55


Om vi följer det senare fallet med överlagring så blir sediment typiskt anoxiskt någon centimeter ner från sedimentytan. I detta anoxiska skikt går reducerat järn och fosfat i lösning i porvattnet. Beroende på ett antal faktorer, se nedan, kan denna lösta porvattnenfosfat antingen bindas fast för gott i sedimenten i form av vivianit (Fe3(PO4)2

.8H2O), eller så kommer fosfaten förbli i lösning och diffundera ut ur sedimenten.

Om vivianit ska kunna bildas i reducerade sediment och inte lösas upp igen beror på om reducerat järn (och fosfat) kommer att finnas löst i porvattnet i tillräck-ligt hög koncentration för att upprätthålla jämvikten med vivianit. Och halten löst reducerat järn beror i sin tur på sulfidproduktionen. Omfattningen av sulfatreduk-tionen i sulfatrika system beror på mängden och kvaliteten på det sedimenterande organiska materialet. Syretäringen står i proportion till nedbrytningen av organiskt material och när syret i form av syrgas tar slut, sker reduktion av övriga elektron-acceptorer såsom nitrat, oxiderade manganformer, oxiderat järn och sedan sulfat. Sulfat reduceras till sulfid och järnsulfid (FeS, FeS2) kan bildas. Denna mineral-bildning styrs av tillgången på reducerat järn och sulfid. Reducerat järn kan före-ligga i form av Siderit (FeCO3) i alkalina sjöar, men med reducerad sulfat i form av vätesulfid (H2S, svavelväte), bildas järnsulfid tills all siderit har gått i lösning. Finns vivianit och vätesulfid kommer denna bildning fortgå även efter det att Sideriten har tagit slut, varvid vivanit löses upp och fosfat frigörs. När all vivianit har lösts upp börjar vätesulfid ackumuleras i porvattnet. Om porvattnet innehåller vätesulfid och fosfat, men inget reducerat järn, är det alltså ett tecken på att järn inte kan begrava fosfor i sedimenten.

Om inte vivianitbildningen främjas av minskad sulfidbildning kommer i det långa loppet dock den genomsnittliga fosforfrigörelsen att vara densamma från en sedimentyta, oavsett om den är oxidisk eller anoxisk.

Kommer en oxisk sedimentyta öka sannolikheten att djupare sedimentlager endast blir så pass måttligt reducerade att sulfat inte reduceras, och att vivianitbild-ningen upprätthålls i djupare sedimentlager? Med en relativt hög deposition av lättnedbrytbart organiskt material är det svårt att se att det organiska materialet skulle hinna förbrännas redan i de ytligaste, oxiska, sedimentlagret. Detta skulle krävas för att minska behovet av att reducera sulfat i djupare sedimentskikt i samband med fortsatt nedbrytning.

Med en ökad deposition av organiskt material till ett sulfatrikt system riskerar effekten på fosforretentionen i någon mening bli dubbel; ytsedimenten frigör tidi-gare järnbunden fosfor, samtidigt som djupare sediment tappar i begravnings-hastighet då eventuell vivianitbildning upphör, vilket med automatik också innebär ökad fosforfrigörelse till vattenmassan. Fosforbindning i anoxiska sediment Sediment från näringsrika sjöar är regelmässigt anoxiska någon centimeter ner i sedimentprofilen. Och någonstans runt hälften av den partikulära fosfor som sedimenterar på sedimentytan är/blir bunden på ett sätt så den fosforn begravs för gott i sedimenten (se t.ex. Rydin 2000a). I sulfatrika system kan inte järn binda och begrava fosfor i sedimenten (Caraco m fl. 1991) även om man lyckas hålla

56


sedimentytan oxisk genom luftning (Moosmann m fl. 2006). Vilka föreningar är då som binder fosfor i anoxisk miljö? Vilka ämnen ingår i dessa? Inom den limniska forskningen har förvånansvärt lite gjorts på detta område. Apatitbildning har lyfts fram som en process som inaktiverar fosfor för gott under speciella betingelser, se sammanställning i Blomqvist & Rydin (2008). I övrigt är processerna som leder till en permanent fosforbindning i sedimenten i stort okända enligt Boers m fl. (1993). Sedan dess har resultat tillkommit som visar att aluminium och fosfat bildar för-eningar som kan begravas i sedimenten.

Inom den marina forskningen finns mer kunskap om dessa processer. Rasmussen (1996) lyfter fram bildningen av aluminiumfosfater som Crandallite CaAl3(PO4)2(O H)6, Gorceixite BaA13(PO4)2(OH)6 och Florencite (REE)A13(PO4)2(OH)6 i de sedimentskikt som sulfatreduktionen pågår, nära den oxiderade sedimentytan. Dessa bildas av löst fosfat i porvattnet, som gått i lösning när sedimenten reducerades och aluminiumjoner som frigörs från lerpartiklar till-sammans med tvåvärda joner som kalcium, barium eller såkallade sällsynta jord-artsmetaller (REE).

Sker samma processer i Östersjöns sediment, och i så fall, vad begränsar denna naturliga permanenta bindning av löst fosfor i sedimenten? Hur kan vi få de pro-cesserna att öka? Den kunskapen är nyckeln till att kunna reducera fosforhalterna i Östersjön.

57


Figur 1. Schematisk beskrivning av huvudprocesserna som leder till bildning av permanent fosforbindning i form av aluminiumfosfater i marina sediment. Från Rasmussen (1996).

58


5 Metoder vid sjörestaurering 5.1 Utspädning & genomspolning Dessa metoder innebär snarlika åtgärder och bygger på samma princip. Utspädning innebär att det vatten som tillförs sjön håller en lägre koncentration av närings-ämnen och därigenom späder ut sjövattnet samt skyndar på exporten av plankton och näringsämnen nedströms. Genomspolning innebär bara det senare, d.v.s. att vattnets omsättningstid i sjön minskar. Om en positiv effekt ska uppnås måste genomspolningen vara så pass omfattande att vattnets omsättningstid närmar sig växtplanktons tillväxthastighet. Ju större andel av växtplanktonproduktionen som spolas ut nedströms, desto mindre sedimenterar vilket medför att mängden syre-tärande organiskt material med lättillgänglig fosfor minskar.

Sammantaget blir effekten på fosforläckaget att exporten nedströms av den fosfor som frigjorts ökar. 5.1.1 Tillvägagångssätt Vatten från närliggande vattendrag, alternativ kommunalt vatten, leds in i sjön.

5.1.2 Hur har det gått? Utspädning och genomspolning har fungerat bra i flera fall. I Green Lake, Seattle, gjordes utspädning genom tillsats av kommunalt vatten i femton år (mellan 1962 och 1976). Sjöns omsättningstid minskade från 1,2 till 0,4 år. I slutet på 1960-talet hade siktdjupet ökat fyrfalt, klorofyll a koncentrationen minskat med 90 procent, och vattnets totalfosforhalt halverats. Har genomspolningen pågått en längre tid bör förrådet av läckagebenägen sedimentfosfor minska, vilket borde generera en minskad internbelastning. När man slutade med att leda in kommunalt vatten till Green Lake återkom dock problemen. En orsak kan mycket väl vara den höga externbelastningen.

Ett annat exempel från delstaten Washington är Moses Lake, en avsnörd sjö vid Columbiafloden. Genom att leda in flodvatten med lägre näringshalter till sjön, och därigenom späda ut näringsämneskoncentrationerna och minska vattnets omsätt-ningstid i sjön, minskade övergödningsproblemen markant (Cooke m fl. 2005).

Metoden bygger på tillgång till mycket vatten! 5.2 Hypolimnionavtappning Redan 1944 föreslog professor Thomas i Zürich att förhållanden i övergödda skik-tade sjöar skulle kunna förbättras genom att det närsaltrika hypolimnionvattnet leddes nedströms istället för att ytvatten lämnade sjön genom naturlig avrinning via utloppet (Björk 1975). Sker detta under stagnationsperioder minskar omsättnings-tiden på hypolimnionvattnet, vilket i sin tur minskar risken för anoxi och följd-problem orsakade av detta. Den påtagligaste effekten av hypolimnionavtappning är att fosfortexporten ökar, då fosfatläckage från sedimenten ofta snabbt ackumulerar

59


höga fosfatkoncentrationer i bottenvattnet under stagnationsperioder. Om det fosfatrika bottenvattnet går nedströms istället för det relativt fosforfattiga ytvattnet minskas tiden för den naturliga urlakningen av fosfor från sediment som tidigare har mättats med fosfor. 5.2.1 Tillvägagångssätt Vid hypolimnionavtappning sugs hypolimnionvattnet nedströms från sjön genom häverteffekten, och i något fall genom aktiv pumpning. Ett konstgjort dämme behövs vid utloppet så att avtappningsröret mynnar lägre än sjöytan som också bör vara relativt konstant. Hypolimnionavtappningen bör dimensioneras så den inte blir alltför kraftig, eftersom skiktningen då riskerar att brytas, och näringsrikt hypolim-nionvattnet kan nå epilimnion med risk för ökad växtplanktonproduktion. Men skall hypolimnionavtappningen ha någon påtaglig effekt på fosforexporten och på syrgassituationen bör omsättningshastigheten på hypolimnionvattnet ligga på mellan två och tre månader (Cooke m.fl. 2005). Dessutom behöver fosforexporten i form hypolimnionavtappning pågå mellan tre till fem år innan en minskning av fosforhalten i ytvattnet kan ses, under förutsättning att externbelastningen är under kontroll.

Uttaget från hypolimnion bör ligga nära botten i sjöns djupare delar för att maximera fosforexporten. Genom att modifiera något av inloppen kan vatten ledas ner till djupare delar av sjön (meta- eller hypolimnion), vilket bidrar till att stabili-sera skiktningsförhållandena enligt Cooke m.fl. 2005.

Figur 2. Hypolimnionavtappningen i Lake Ballinger. Notera pump för luftning av utloppsvattnet och att inloppsvatten leds ner i hypolimnion. Från Cooke m.fl. (2005).

5.2.2 Hur har det gått? I mitten på 1950-talet startades hypolimnionavtappning i polska Kortowosjön (Cooke m fl 2005), och efter mer än ett decennium började sjön visa tecken på minskad eutrofiering i form av minskade totalfosforhalter i vattenmassan (Björk 1975). Hypolimnionavtappning är fortfarande efter ett halvt sekel igång i Kortowo-sjön. Beräkningar för åren runt sekelskiftet visar att fosforexporten var runt fyra gånger högre än importen (Dunalaska m.fl. 2001). Ytterligare 20 sjöar med hypo-limnionavtappning finns sammanfattade i Cooke m.fl. (2005), men för dessa sjöar finns data bara för mellan ett och 10 års tappning. För 11 av dessa 21 sjöar finns nog med data för att fosforexporten genom hypolimnionavtappningen ska kunna

60


beräknas. Det finns ett linjärt samband mellan hur mycket hypolimnionfosfor som har exporterats nedströms och minskningen i totalfosforkoncentrationen i epilmnion (Nürnberg 1987). Det är anledningen till att en minskning i sjöns näringsstatus normalt först blir synlig efter ett antal år då en större mängd fosfor hunnit tappas av nedströms. I 11 av 12 fall har hypolimnionfosforkoncentrationen minskat, medan man har kunnat visa en minskning i ytvattenfosforkoncentrationen i åtta av dessa 12 fall. Och det är i de åtta sjöarna som avtappningen pågått i mer än ett par år. I en av dessa (Lake Bled) hade totalfosforhalten sjunkit dramatiskt; från 80 till 18 µg P/l efter 10 år (Nürnberg m.fl. 2003).

Hypolimnionavtappning kan vara en kostnadseffektiv metod när det primära målet är att exportera fosfor, och andra ämnen, som ackumuleras i bottenvattnet, nedströms. Ska metoden ge effekt behöver stora volymer bottenvatten förflyttas, bottenvattenvolymen behöver bytas ett par tre gånger årligen enligt erfarenheterna från sjörestaureringsprojekt. Nyckeln till metodens kostnadseffektivitet ligger i att häverteffekten kan nyttjas.

Sammanfattningsvis kan fördelarna med metoden summeras i tre delar: 1) Relativt låga anläggningskostnader samt låga driftkostnader, 2) metoden har fungerat i flertalet fall och 3) har då resulterat i minskade halter av fosfor i hypo- och epilimnion

En nackdel med metoden är att problemen exporteras, och det är viktigt att utreda effekterna nedströms av det näringsrika vattnet. Hypolimnionvattnet är inte bara fosfatrikt, utan ofta anoxiskt och illaluktande. Exempelvis är hypolimnion-avtappning från Lake Ballinger i drift endast fyra av de sex månader som skiktning råder, eftersom lukten stör spelarna på en närliggande golfbana. Genom luftning vid utloppet kan syresituationen förbättras. För att bli av med de lösta närings-ämnena krävs större tilltag. 5.3 Omblandning Omblandning är den kanske mest spridda sjörestaureringsmetoden. Den utveck-lades under 1950-talet för att undvika fiskdöd under is, och började användas mer generellt under 1960-talet. Genom att bryta skiktningen och hålla hela vatten-massan omblandad kan ett flertal positiva effekter på vattenkvaliteten erhållas (Cooke m.fl. 2005). Först och främst undviks syrebrist i bottenvattnet, vilket i sin tur innebär att halterna av framförallt löst järn, mangan och ammonium hålls låga. Eventuellt innebär omblandningen också att fosforhalterna minskar genom bind-ning till järn.

Omblandningen kan också hålla nere produktionen och biomassan av växt-plankton genom att ljusbegränsa primärproduktionen. Beroende på sjöns morfo-metri och siktdjup kan en kontinuerlig omblandning innebära att växtplankton som följer vattenströmmarna får så lite ljusexponering att tillväxten hämmas. I den situationen påverkar alltså inte tillgången på näringsämnen utvecklingen av växt-planktonbiomassan, utan de individuella växtplanktonorganismernas tillväxt styrs av hur stor andel av tiden som det omblandade vattnet tillåter ljusexponering i epilmnion. Om vattnet blandas om gynnas planktongrupper som nyttjar detta, t.ex.

61


kiselalger, medan grupper som t.ex. cyanobakterier missgynnas av omblandade förhållanden (Hyenstrand m fl. 1998). 5.3.1 Tillvägagångssätt Luft pumpas ut genom perforerade rör som förankras på önskat djup, vanligtvis på botten. Luftbubblorna stiger och expanderar vilket driver en vattenrörelse mot vattenytan. Även pumpning, t.ex. med propeller, av sjövatten för att hålla vatten-massan i cirkulation kan fungera bra (Michele & Michele 2002), även om kom-pressorer som pumpar luft är lättast anlagda och billigast (Cooke m fl. 2005, se även figur 5). Är sjön skiktad sker omblandning endast i vattenmassan över luftutsläppet. Men startar manipulationen när sjön redan är omblandad kan det räcka med luftutsläpp eller en relativt svag vattenström nära ytan för att om-blandade förhållanden skall bestå i hela vattenmassan. Omblandningsutrustning som drivs av sol eller vind finns kommersiellt tillgängligt enligt Cooke m.fl. (2005). I 30 av 45 fall, sammanfattade av Cooke m.fl. (2005), var ett luftflöde på 9 m3 km-2 min-1 tillräckligt för att bryta skiktningen och/eller upprätthålla om-blandade förhållanden. 5.3.2 Hur har det gått? Den primära effekten av omblandningen, syresättning av hela vattenmassan genom att kontinuerligt nya vattenmassor exponeras som sjöyta, uppnås med tillräckligt luftflöde. I de fall tillräckligt med löst reducerat järn finns tillgängligt för oxidation bör internbelastningen av fosfor minska initialt på grund av detta. Men minerali-seringen av organiskt material kan drivas på av syretillgången och den fysiska omblandningen, vilket ökar frisättnigen av lösta näringsämnen som nitrat och fosfat (Kalff 2003). En effekt av omblandningen är ofta en kraftfull temperaturhöj-ning i hypolimnion. Nedbrytningen av organiskt material ökar p.g.a. den ökade temperaturen, och med det omsättningen av näringsämnen. Om man inte kan säkerställa att en oxisk miljö kommer resultera i en uppbindning av fosfat till järn, kan det vara bättre att upprätthålla skiktade förhållanden i en dimiktisk sjö, vilket begränsar tillfällena då den lösta näringen når epilimnion och kan bidra till växt-planktonproduktion och biomassa.

Cooke m.fl. (2005) sammanfattar en utvärdering av omblandningsförsök av Pastorak m.fl. (1982). Av 20 fall av omblandning ökade vattnets totalfosforhalt i fem fall, minskade i sex och var oförändrade i åtta. Fosfat följde samma fördelning. Generellt tenderade biomassan av grönalger att öka medan cyanobakteriebio-massan minskade vid omblandning. Klorofyllkoncentrationens svar på ombland-ning är osäker, av 23 exempel minskade den i fem, ökade i sex, förblev oförändrad i sex fall och för ytterligare sex fall kunde ingen bedömning göras. Siktdjupet för-sämrades i 10 av de 19 undersökta fallen, men ökade i fyra fall. Minskningen i siktdjup till följd av omblandningen kan enligt Cooke m.fl. (2005) bero på 1) att löst näring når en näringsbegränsad växtplanktonbiomassa i epilimnion vilket genererar mer biomassa, 2) för svag omblandning vilket gynnar cyanobakterier som lyckas reglera sin flytförmåga och nå de översta delarna av vattenmassan, 3) omblandningen är så kraftig att sediment resuspenderas. Sammantaget visar

62


erfarenheten att det är svårt att förutsäga om effekten av omblandning blir att växt-planktonbiomassan ökar eller minskar. En schematisk beskrivning av mekanis-merna bakom möjliga negativa och positiva effekter av omblandning visas i figur 3 respektive 4.

Figur 3. Möjliga negativa effekter av omblandning på växtplanktonbiomassan. Från Cooke m.fl. (2005).

Figur 4. Möjliga positiva effekter av omblandning på växtplanktonbiomassan. Från Cooke m fl. (2005).

63


5.4 Hypolimnionluftning & syrgassättning Målsättningen med hypolimnionluftning kan vara att återskapa en bottenmiljö med fungerande djursamhällen, och också att öka fosforretentionen i ytsedimenten genom att oxidera löst järn i bottenvattnet. Principen för att nå dessa effekter är att genom luftning av hypolimnion upprätthålla en tillräckligt hög syrehalt i botten-vattnet utan att bryta temperaturskiktningen eller att höja temperaturen i botten-vattnet. 5.4.1 Tillvägagångssätt Fast & Lorenzen (1976) delar in de många olika konstruktioner som har provats för hypolimnionluftning i tre principiellt olika tekniker: 1) Luftning/syrgassättning vid ytan Uppumpning av bottenvatten till en luftningsyta på land eller på sjöytan och efter-följande nerpumpning av det luftade bottenvattnet. Denna metod har inte fungerat tillfredsställande p.g.a. dåligt gasutbyte. För att förbättra gasutbytet har ren syrgas använts, med eller utan tryck, för att syresätta bottenvattnet innan det pumpas till-baka till hypolimnion (Cooke m.fl. 2005). 2) Hypolimnionluftning Den mest använda metoden utnyttjar så kallade luftliftar, se figur 5. Dessa består av en yttre och inre rörcylinder och används för att lyfta bottenvattnet till ytan, s.k. full airlift, eller en bit upp i vattenpelaren, s.k. partial airlift. En s.k. full airlift lyfter bottenvatten till ytan genom att pressa ner luft genom en yttre cylinder. Vattnet syresätts genom exponering för luftbubblorna under transporten mot ytan och sedan återförs det syreberikade vattnet till hypolimnion via en inre cylinder. Innan vattnet vänder ner frigörs luftbubblorna. En s.k. partial airlift lyfter inte vattnet hela vägen till ytan utan till ett visst djup där den överblivna luften leds via ett rör upp till sjöytan. Båda metoderna riktar det syrgassatta vattnet så det sprider sig horison-tellt i hypolimnion. Om ren syrgas används blir inte de spridande krafterna lika stora som då man använder luft eftersom gasflödet blir mindre. Å andra sidan blir syresättningen effektivare.

Full airlift är effektivare än partial airlift på grund av att luftbubblorna är i kon-takt med vattnet under en längre stund då sträckan som vattnet måste lyftas ökar men trots detta har partial airlift används mer frekvent. Anledningen till detta är förmodligen att utrustningen har varit mer kommersiellt tillgänglig, t.ex. Atlas Copcos Limnox som dock inte saluförs längre (Atlas Copco 2007, personlig kom.). En partial airlift påverkas inte heller lika mycket som en full airlift av vind och vågkrafter, vilket innebär att den är mindre kostsam.

En variant av full airlift som kallas ”Tibean” består av en eldriven centrifugal-pump fixerad ovanför botten som suger ner luft i ett rör och fördelar detta i vattnet som pumpas ut horisontellt (Jaeger 1994 och referenser däri).

64


I Finland har mer än 50 sjöar behandlats genom en metod som kallas MIXOX, vilket innebär att syrerikt ytvatten pumpas ner till botten. Ytvattnet håller en lägre densitet och kommer till en början att stiga i det kallare och tyngre hypolimnion-vattnet, men med rätt dimensionering hinner ytvattnet fördela sig i hypolimnion, utan att språngskiktet bryts, och därigenom syresätta bottenvattnet. Effekterna av MIXOX är svåra att finna i den internationella litteraturen, men se Lappalainen (1994).

Figur 5. Olika sätt att lufta, syrgassätta och blanda om vattenmassan. Från Kalff (2003).

3) Hypolimnionsyresättning Syrgas kan också pumpas ner i hypolimnion vilket ger högre syretillförsel till vattnet jämfört med om luft pumpas ned. Det är viktigt att bubblorna, oavsett om det är luft eller syrgas, är tillräckligt små så de hinner lösas upp innan de når epilimnion (Wüest m fl. 1992), för att undvika att språngskiktet försvagas. Det finns ett flertal artiklar som redovisar modeller hur denna process kan optimeras, se t.ex. Sahoo & Luketina (2003) som föreslår en bubbelstorlek på 1 mm. En lösning att för att undvika att syrgasbubblor försvagar språngskiktet i grundare sjöar är ett s.k. ”Down flow bubble contact system”, se figur 5, i vilket vattnet syresätts i något som liknar en upp och nervänd tratt utan att bubblorna stiger fritt mot vattenytan Sådana system har använts sedan 1980-talet bl.a. i Schweiziska sjöar (Sempach, Baldegg, and Hallwil), och installerades i t.ex. Newman Lake, Washington, och i Camanche Reservoir, California, i början på 1990-talet, mest för att förbättra miljön för kallvattensfiskar. 5.4.2 Hur har det gått? Jämfört med hypolimnionluftning, sammanfattat av Beutel & Horne (1999) och referenser däri, resulterar hypolimnionsyresättning i högre syrehalter och stabilare skiktningsförhållanden. Två decenniers erfarenheter visar enligt Beutel & Horne 1999 att hypolimnionsyrgassättning är en framgångsrik metod som ger ett flertal positiva effekter. Men när det gäller fosforbindningen till sedimenten är bilden inte lika positiv.

65


En sammanställning över 28 olika luftnings och/eller syrgassättningsprojekt (Cooke m fl. 2005) visar att i nästan samtliga fall har man lyckats med att höja halten löst syre i hypolimnion genom luftning utan att hypolimniontemperaturen ökade med mer än mellan två och tre grader. Med få undantag har man också klarat detta utan att bryta språngskiktet. Det har utvecklats metoder för dimensionering av utrustning för luftning respektive syrgassättning (Cooke m fl. 2005), vilket bidragit till att syreökningen i vattnet i det flesta fall har uppfyllt förväntningarna.

Luftning/syrgassättning är också effektivt för att minska läckaget av järn, mangan, ammonium och vätesulfid från sedimenten. Halterna av dessa lösta ämnen har generellt sjunkit dramatiskt. Minskning av fosforhalten i hypolimnion har dock inte alltid motsvarat förväntningarna. Minskningar på mellan 30 till 50 procent har uppmätts, med en betydande fosforkoncentration kvar i hypolimnion. Dessutom har fosforhalten en tendens att snabbt återgå till tidigare högre koncentrationer när behandlingen har upphört. En orsak till denna svaga respons kan i många fall vara brist på järn för att binda denna fosfor (fosfat) (Lean m fl. 1986). I tre fall som Cooke m.fl. (2005) redovisar har luftning kombinerat med järntillsats minskat fosforhalterna i hypolimnion med mer än 90 procent. Jaeger (1994) redovisar också liknande resultat; luftning i sig resulterade inte i nämnvärt förbättrad fosforreten-tion i sedimenten, men efter tillsats av järnkloridlösning till luftningsaggregatet, vilken fördelade järnkloridlösningen i det luftade bottenvattnet, minskade fosfat-halterna markant i bottenvattnet.

Newman Lake, Washington, aluminumbehandlades 1989 efter ansträngningar att minska externbelastningen till sjön. För att ytterligare förbättra vattenkvaliteten installerades en Speece cone 1992 och syrgassättning av hypolimnion startades. Det syresatta vattnet trycktes ut i 50 m långa rör horisontellt utmed botten. Man lyckades med att hålla hypolimnion syresatt under sommaren och hösten 1992, och bottenfaunadiversiteten i sjön ökade. Men fosforhalterna ökade i samband med syresättningen (Thomas m.fl. 1994), och aluminiumsulfatlösning tillsattes till Speece cone installationen för att fälla fosfaten (Cooke m fl 2005).

I den fjordliknande Hood Canal i Puget Sound, Washington, uppträder regel-bundet syrebrist i hypolimnion och Wilson & Beutel (2005) utreder möjligheten att syresätta bottenvattnet. Man redovisar också fallstudier över större och djupare sjöar som har luftats och/eller syrgassats. Ett sammandrag görs nedan:

Wahnbachdammen i Tyskland (medeldjup 19 m, maxdjup 43 m) eutrofierades under första halvan av 1900-talet med omfattande Oscillatorieblomningar som följd under 1960-talet. Dammen är monomiktisk och hypolimnion var regelmässigt anoxisk mellan augusti och november. Stora mängder mangan och fosfor frigjordes från sedimenten när de blev anoxiska, men intressant nog löstes inget järn ut från sedimenten (Bernhardt 1975 i Wilson & Beutel 2005).

Under 1960 talet förhindrades skiktningen genom luftning, men hypolimnion-vattnet blev för varmt för bl.a. dricksvattenanvändning. För att bibehålla skikt-ningen installerades istället en ”halv airlift” i mitten på 1960-talet, den modifier-ades senare och gav då motsvarande 900 kg syrgas per dygn, vilket ökade halten löst syre i bottenvattnet med ca 5 mg/l. Den effektivaste syresättningen skedde i de djupare delarna av vattenmassan p.g.a. det högre trycket, och man uppnådde en

66


effektivitet av 50 procent, d.v.s. hälften av luftens syreinnehåll löstes i vattnet. Effekter på fosfor av luftningen redovisas inte.

Amisk Lake, Alberta, Canada, har ett maxdjup på 60 m och ett medeldjup på 15 m och uppvisade klassiska övergödningssymptom såsom internbelastning, cyanobakterieblomningar och minskande populationer av kallvattensfisk innan man startade fullskaleförsök med syrgassättning av hypolimnion 1990 (Prepas m.fl. 1997). Man installerade dysor i sjöns djupaste del som finfördelade syrgasen en meter ovanför sedimentytan. Mellan ett halvt och ett ton syrgas spreds dagligen under sommarstagnationen under fyra års tid. Projektet avslutades hösten 1993. Effekterna av behandlingen var tydliga, undersökta parametrar jämfördes med situationen under åren 1980-1987. Fosforläckaget från sedimenten mer än halv-erades, liksom totalfosforhalten i hypolimnion. Även ammoniumhalterna minskade med mer än hälften, utan att nitratkoncentrationen ökade. I epilimnion minskade totalfosforkoncentrationen något, medan klorofyll a koncentrationen halverades. Ett flertal biologiska parametrar förbättrades, bl.a. resulterade åtgärden i minskad cyanobakterieblomning och ökad biomassa av kallvattensfisk (Wilson & Beutel 2005 och referenser däri).

Camanchedammen i Kalifornien håller ett medeldjup på 17 m och maxdjupet är 31 m. Under sommarstagnationen utvecklades ofta anoxi och vätesulfidbildning i bottenvattnet. En stor Speece cone installerades 1993. Man prioriterade minimal hypolimnionuppvärmning och minimal risk för att bryta språngskiktet. Det syre-satta vattnet i hypolimnion spreds väl över en större yta och temperaturhöjningen var begränsad. Vätesulfidbildningen upphörde, liksom fosfat- och ammonium-ackumleringen under språngskiktet. Sommarklorofyll a koncentrationen minskade med tre fjärdedelar och siktdjupet mer än trefaldigades.

Baldeggsjön i Schweitz (medeldjup 33 m, maxdjup 66 m) eutrofierades under 1900-talet. Sjön svarade dåligt på minskningen av den externa näringstillförseln, så både luftning, för att bryta upp språngskiktet, och syrgassättning av bottenvattnet genomfördes i början på 1980-talet. Sedan 1983 har hypolimnion hållits syresatt, dessutom har den externa fosforbelastningen halverats sedan dess. En jämförelse av data från året innan luftningen/syrgassättningen med de två följande åren visar en halvering i internbelastningen av fosfor, en mer än hundrafald minskning av ammoniumhalterna i bottenvattnet och en halvering av manganhalten (Wilson & Beutel 2005 och referenser däri). Då både interna och externa åtgärder genom-fördes samtidigt är det svårt att bedöma effekterna av de olika insatserna, men Gächter & Wehrli (1998) menar att effekterna enbart beror på den minskade externbelastningen.

En jämförelse av Schweiziska sjöar där luftning har pågått i nästan 20 år (Baldegg, Sempacher, Hallwiler och Pfäffiker) med sjöar utan luftning visade att luftningen inte hade haft någon effekt på sedimentens förmåga att binda fosfor (Moosmann m fl. 2006). En orsak till detta fenomen är att sedimentens syrestatus styrs av depositionen av lättnedbrytbart organsikt material, vilket i sin tur beror av fosfortillgången i epilimnion, inte av syretillgången i hypolimnion. Ett väl syresatt bottenvatten kan på sin höjd hålla det översta sedimentskiktet oxiderat. I bästa fall ökar fosformängden i de översta oxiderade skikten genom bindning till järn (och

67


mangan). Men när dessa bindningsmöjligheter är fyllda kommer sedimenten fri-göra fosfor i samma omfattning som om även ytsedimenten vore anoxiska (Moos-mann m.fl. 2006). En liknande bild målas upp av Kalff (2003). Han menar att även om man har lyckats med att hålla löst syre i tillräckliga koncentrationer i botten-vattnet så har man generellt sett inte fått någon minskning av totalfosforkoncentra-tionen i epilimnion.

Hypolimnionluftning kan också medföra oönskade effekter. Om skiktningsför-hållandena störs är risken nämligen stor att primärproduktionen ökar jämfört med under oluftade förhållanden till följd av en upptransport av fosfor från hypo-limnion. Även om skiktningen inte störs kan näringsämnen drivas över i språng-skiktet och vidare över i epilimnion, med ökad primärproduktion som följd. En farhåga har varit att luftning skulle kunna resultera i övermättnad med avseende på kvävgas i djupare sjöar och fiskar skulle i teorin och med detta kunna drabbas av dykarsjuka. Denna effekt har dock inte observerats.

Sammanfattningsvis så finns flera fungerande tekniker för att syresätta hypo-limnion. Detta har ofta positiva effekter för en sjös ekologiska status – så länge åtgärderna upprätthålls. Men en oxiderad sedimentyta kommer inte att öka bortför-seln av fosfor genom ökad bindning i sedimenten. I bästa fall ökar fosformängden i de översta oxiderade skikten genom bindning till järn. Men när dessa bindnings-möjligheter är fyllda kommer sedimenten frigöra fosfor i samma omfattning som om även ytsedimenten vore anoxiska, d.v.s. luftningen blir långsiktigt effektlös (Moosmann m.fl. 2006). Att man genom luftning skapar ett oxiderat ytsediment-skikt där fosfor binds till järn skulle kunna vara förklaringen till att man ändå i flera fall ser en initial minskning av fosforkoncentrationerna i hypolimnion till följd av åtgärden. Eftersom detta fosforbindande utrymme är begränsat kommer fosforläckaget så småningom att öka till tidigare nivåer igen. Ett försök att exem-plifiera detta fenomen görs i figur 6.

68


Figur 6. Skiss över fosforläckaget från anoxiska sediment före, under och efter luftning. Ned-gången i fosforläckage i samband med att luftningen startar beror på bindning till järn och upp-gången i läckagehastighet beror på att förrådet av järnbunden fosfor frigörs igen. Hur länge läck-aget upphör beror på järntillgången och hur djupt i sedimenten oxisk miljö råder.

5.5 Järntillsats Järn reglerar fosforomsättningen i många sjöar och en ökad tillgång på löst järn innebär en förbättrad fosforbindning under oxiska förhållanden om järn är be-gränsande för fosforbindningen. Ska fosforfällningen med järn i hypolimnion vara effektiv behöver det finnas åtminstone ett par gånger mer löst järn än fosfat i hypo-limnion. Det behöver också finnas ett överskott av järnhydroxidkomplex i ytsedi-menten för att fosfatadsorptionen där ska fungera. I syresatta sediment, men med en låg järn-fosforkvot, bör järntillsats vara en effektiv metod för att öka sedi-mentens fosforbindande förmåga. Brist på tillgängligt järn för fosfatadsorption kan dels vara naturlig, dels vara en effekt av perioder av sulfatreduktion och järnsulfid-bildning (Caraco m.fl. 1991), till följd av förhöjd belastning av organiskt material.

Helst bör bottenvatten och ytsediment vara kontinuerligt syresatta för att en järntillsats skall vara effektiv. Störst chanser för detta råder i grunda, polymiktiska, sjöar. Luftningstilltag i djupare sjöar kan också ge den nödvändiga oxiska miljön. Luftning i kombination med järntillsats har visats sig effektivt för att binda löst fosfor i sedimenten (t.ex. Jaeger 1994).

Syrekonsumtionen i sedimenten står i proportion till depositionen av lättned-brytbart organiskt material. Produktionen av lättnedbrytbart organiskt material i form av växtplankton styrs i sin tur i många fall av fosfortillgången. Luftning för att säkerställa den oxiska miljön, och järntillsats (eller aluminiumtillsats) för att

69


binda ett överskott av fosfat, skulle kunna bryta en ”ond cirkel” där sedimenten har tappat en del av sin fosforbindande förmåga vilket leder till högre fosforhalter i vattnet. Om fosfor är begränsande för växtplanktonproduktionen, och en ansenlig mängd fosfat kan undandras primärproduktionen genom bindning till järn i ytsedi-menten, minskar produktionen och depositionen av lättnedbrytbart organiskt mate-rial. Detta skulle i vissa fall i sin tur kunna innebära att det lösta syret räcker för att upprätthålla den oxiska miljön i sedimenten, och för att hålla fosfor bundet till järn. I sjöar där externbelastningen har reducerats till acceptabla nivåer skulle alltså kombinationen luftning och järntillsats kunna vara ett sätt att växla tillbaka till ett mer näringsfattigt stadium. Något sådant exempel finns dock inte dokumenterat.

Järnkemin i akvatiska system är bättre klarlagd än den komplicerade alu-miniumkemin. Lösta järnföreningar är inte toxiska vid lågt respektive högt pH, vilket är fallet med löst aluminium. Vid högt pH, t.ex. vid perioder av kraftfull fotosyntes och resuspension av järnkomplexen, frigörs adsorberade fosfatmolekyler mot hydroxidgrupper i järnhydroxidkomplexet. Men som nämnts vid flera tillfällen reduceras järn vid syrebrist och järnhydroxidkomplexet löses upp och fosfat fri-görs. Men det kan vara så att järnhydroxidkomplex utan adsorberad fosfat redu-ceras innan komplexen med adsorberat fosfat, eftersom fosfat förefaller stabilisera järnhydroxidkomplexen (Boers m.fl. 1994). Det skulle tala för ett rejält överskott på järn skulle innebära en förbättrad fosforbindning i sedimenten. 5.5.1 Tillvägagångssätt Järntillsats har gjort på flera olika sätt. Genom tillsats i inlopp, genom injicering i sedimenten eller som lösning till vattenmassan – vid några tillfällen i samband med luftning. 5.5.2 Hur har det gått? Det finns en handfull exempel på fullskaliga restaureringsprojekt baserade på järn-tillsats. Ett av de första beskrivna exemplen av järntillsats är till Dordrecht i Neder-länderna (Cooke m.fl. 2005).

I den grunda (medeldjup två meter) sjön Groot-Vogelenzang i Nederländerna blandades 100 g Fe/m2 ned i de översta 20 cm sediment hösten 1989. Laboratorie-försök hade visat att 100 g, men inte 50 g Fe/m2, var tillräckligt för att binda fos-forn. Totalfosforhalt och klorofyll a koncentrationen halverades under tre månader, men återgick sedan till samma halter som innan behandlingen. En del av förklar-ingen till den korta effekten kan ha varit att den externa belastningen fortfarande var hög. Även om effekten av behandlingen var svår att utvärdera är Quaak m.fl. (1993) positiva till metoden. Man jämför med muddring som man beräknar skulle bli 5 till 10 gånger dyrare, och med sedimentoxidering (Riplox) som anses mer komplex och inte så robust som att blanda ned järnlösningen i sedimenten.

I England har ett par dammar behandlats med järntillsats för att binda fosfor i sedimenten. I Foxcote reservoar tillsattes motsvarande 10 g Fe/m2 under våren 1981. En flock bildades på sedimentytan, men den löstes upp efter en månad. Fosforhalterna halverades under ytterligare ett par månader jämfört med innan behandlingen. Man fortsatte behandlingen genom att tillsätta järnklorid till det

70


tillrinnande vattnet. Detta höll fosfathalten låg i tillrinnande vatten vilket fick effekter i sjöns vattenmassa. Växtplankton minskade och siktdjupet ökade vilket i sin tur fick vattenvegetationen och påväxtalgerna att utvecklas (Young m fl. 1988 i Cooke m fl. 2005).

I tillrinnande vatten till den långsträckta Alton Water reservoaren, också i Eng-land, har järnsulfat tillsatts kontinuerligt från 1983 för att fälla fosfat i det tillrin-nande vattnet. Efter femton år undersöktes sedimenten och stora mängder järn hade ackumulerats nära inloppet. Ju längre bort från tillflödet där tillsatsen gjordes, desto lägre järnhalter i sedimenten. På motsvarande sätt fördelade sig halten av löst bunden och järnbunden sedimentfosfor. Höga koncentrationer av dessa fosfor-former fanns i ytsedimenten närmast tilloppet. Trots att kvoten mellan oxiderat järn och fosfat bunden till denna var hög, över 7:1, frigjordes fosfat från den löst bundna fosforpoolen, vilken i sin tur fylldes på från den järnbundna fosforpoolen (Perkins & Underwood 2001). Samma fenomen observerades i laboratorieförsök där löst bunden fosfor bands till aluminium. Den löst bundna fosforn tog inte slut förrän hela förrådet av järnbunden fosfor var uttömt (Rydin & Welch 1998). Dessa resultat visar på att ett jämviktsförhållande råder mellan läckagebenägen löst bunden fosfor och järnbunden fosfor i sedimenten även under syresatta för-hållanden i sedimenten. I Alton Water fann man följaktligen ett starkt samband mellan löst bunden sedimentfosfor och klorofyll a koncentration i vattnet i de olika delbassängerna. Perkins & Underwood (2001) diskuterar om sulfat bidrar till ökat löslighet av den järnbundna fosforn även under oxiska förhållanden.

En blandning av järn- och aluminiumsulfat tillsattes ytvattnet i dimiktiska White Lough, Irland, 1980. Mängden järn och aluminium var tillsammans drygt 20 g/m2, vilket var tillräckligt för att fälla fosforn i vattenmassan. Fosforläckaget från de anoxiska bottnarna sommartid mer eller mindre upphörde under 1981, men fosforhalterna ökade igen 1982 (Foy 1985) p.g.a. fortsatt hög externbelastning i kombination med underdosering (Cooke m.fl. 2005).

I tyska Bautzenreservoaren förstärktes effekten av omblandning genom järntill-sats 1996 och 1997 (Deppe & Benndorf, 2002). Luft pumpades kontinuerligt ner i djupare delar av dammen för att upprätthålla oxiska förhållanden. I samband med detta tillsattes en järnkloridlösning där järnet var reducerat. På så vis fick man en effektivare spridning av det lösta järnet, då det hann spridas med vattenströmmar innan allt järn hann oxideras och falla ut. Fosfat reducerades till mer än 90 procent och cyanobakterien Microcystis försvann till förmån för kiselalger, vilka bl.a. gyn-nades av omblandningen. Man valde järn i Bautzendammen istället för aluminium då pH i dammen kan bli mycket högt, uppemot pH 11, under perioder av kraftig fotosyntes. Vid detta pH blir aluminium toxiskt. Deppe & Benndorf, (2002) för-ordar generellt behandling med den reducerade järnformen framför både alu-minium och oxiderat järn.

Cooke m.fl. (2005) sammanfattar erfarenheterna från järntillsatser med att det inte finns några exempel beskrivna i litteraturen där järntillsats har genererat någon långsiktig kontroll av internbelastningen. Men effektiv fosforbindning i sedimenten har uppnåtts med kontinuerlig järntillsats till inlopp eller genom luftning/ omblandning, så länge oxiska förhållanden råder.

71


5.6 Sedimentoxidering - RIPLOX Genom att injicera ett oxidationsmedel skall en stor del av det lättnedbrytbara organiska materialet i sedimenten snabbt förbrännas och en oxisk sedimentmiljö bildas.

5.6.1 Tillvägagångssätt Genom injicering av nitrat (i form av kalciumnitratlösning) oxideras sedimentet vilket ökar mineraliseringen och minskar framtida syretäring. Dessutom stabili-seras redoxpotentialen så att löst järn föreligger i oxiderad form. Järn injiceras (i form av järnkloridlösning) som avlägsnar vätesulfid och binder fosfor. I det tredje steget injiceras släckt kalk i lösning för att optimera pH i sedimenten. Sedimenten ska då generera fortsatt effektiv denitrifikation genom mineralisering av det organiska materialet (Petterson & Wallsten 1990 och referenser däri). 5.6.2 Hur har det gått? Metoden har använts i två svenska sjöar; Lillesjön (1975) där restaureringen var en framgång och i Trekanten (1980), som däremot misslyckades. I Trekanten gjordes ingen järntillsats vilket skulle kunna förklara skillnaderna i framgång. Se Petters-son & Wallsten (1990) för en utförligare utvärdering av dessa två restaurerings-projekt.

I Long Lake, Minnesota, minskade internbelastningen med mellan 50 och 80 procent efter nitrattillsatsen. Fortsatt hög externbelastning gjorde dock att sjöns fosforhalter trots detta inte minskade (Cooke m.fl. 2005 och referenser däri).

Enbart nitrattillsats (som kalciumnitrat) minskade fosforläckaget från den Irländska sjön White Lough, men tillsatsen var för liten (24 g N/m2) för att lång-siktigt oxidera sedimenten, dosen borde enligt laboratorieförsök ha varit mellan 30 och 60 g N/m2 (Foy 1986). Tillräckligt med järn fanns dock i sedimenten, delvis p.g.a. av tidigare järntillsats (Foy 1985).

Trots att bara ett (Lillesjön) av fyra sedimentoxideringsprojekt (Trekanten, Long Lake i Minnesota och Irländska White Lough) har fungerat långsiktigt be-dömer Cooke m.fl. (2005) att sedimentoxidering är en i grunden sund restaure-ringsmetod. Ordentliga förstudier behöver göras för att kunna dosera nitrattillsatsen och bedöma om järn och kalciumtillsats behövs.

Metoden är dyr, men kostnaderna minskar om nitratet kan tillsättas i granulerad form. Detta har provats i en liten dansk sjö (Cooke m fl. 2005 och referens däri) under två år. Både löst och granulerad nitrat tillsattes hypolimnion 5 gånger per år (totalt cirka 10 g N/m2). Sedimentens fosforbindande förmåga ökade och hypo-limnionfosforkoncentrationen minskade med som mest till hälften trots den jäm-förelsevis låga nitratdosen. 5.7 Kalciumtillsats Kalciumkarbonat ”kalcit” (CaCO3) bildas i kalkrika sjöar när pH stiger pga att koncentrationen löst koldioxid sjunker vid perioder av intensiv fotosyntes.

72


Ca(HCO3)2 ↔ CaCO3 (s) + H2O + CO2 Den bildade kalciten sedimenterar och binder löst fosfat, speciellt vid pH högre än 9. Denna naturliga rening av vattenmassan kan vara mycket effektiv (Wetzel 2001). Det finns ett samband mellan intensiteten på kalcitbildningen och fosfor-koncentrationen i vattnet. Fosfor verkar inhibera kalcitbildningen, men vad som är orsaken är inte klarlagt (Dittrich & Koschel 2002). Efter att kalciten har sedimen-terat och om högt pH råder finns förutsättningarna för apatitbildning: 10CaCO3 + 6HPO4

2- + 2H2O ↔ Ca10(PO4)6(OH)2 (s) + 10HCO3-

När kalk används för fosforinaktivering är det i form av kalcit eller som kalcium-hydroxid ”släckt kalk” (Ca(OH)2). Även kalciumoxid (CaO) har använts för kalcit-bildning och för att samtidigt tära på den lösta koldioxiden i vattnet och därigenom få en pH-höjning vilket främjar kalcitbildningen (Dittrich m fl. 1997). 5.7.1 Tillvägagångssätt Tillsats av olika kalciumformer har skett både till vattenmassan och till sedimenten.

5.7.2 Hur har det gått? Släckt kalk tillsattes sjön Frisken i British Columbia i mitten på 1980-talet. Sikt-djupet ökade markant och cyanobakterieblomningen flockades och fälldes ut. Men effekten blev kortvarig då fällningen löstes upp i hypolimnion. Men behandlingen bedömdes ändå som framgångsrik jämfört med de kopparsulfatbehandlingar som hade gjorts tidigare. Dessutom slapp man ackumulering av koppar i sjön. Ett antal andra eutrofa hårdvattensjöar i Kanada har också kalciumbehandlats. Sjöarna Figure Eight och Half Moon i Alberta behandlades upprepade gånger med kalcit och/eller släckt kalk. Internbelastningen reducerades vilket fick till följd att fosfor och klorofyllhalterna i epilimnion minskade med mer än 75 procent jämfört med tre referenssjöar (Prepas m fl. 2001a; 2001b). Apatitbildning i sedimenten bedöm-des som förklaring till den minskade internbelastningen till följd av kalciumtill-satsen (Prepas 2001a). Att läckaget ändå återkom förklarades med att apatiten i sedimenten löstes p.g.a. av mikrobiella nedbrytningsprocesser (Burley m fl. 2001).

Släkt kalk tillsattes hypolimnion i den nordtyska sjön Schmaler Luzin under somrarna 1996 och 1997 samtidigt som man luftade vattenmassan för effektiv omblandning. Fosforhalterna sjönk markant. Då fosforhalterna ofta är högre i hypolimnion är det en anledning att tillsätta kalken där. Men viktigare är målsätt-ningen att mätta hypolimnionvattnet med kalcit. Då bör kalcit som fälls ut i epilimnion inte att lösas upp när den sedimenterar genom hypolimnion (Koeschel m.fl. 2001; Dittrich & Koschel 2002).

Gips (CaSO4 . 2H2O) provades i inneslutningar placerade i Finska Enäjärvi

under sommaren 1996 (Salonen & Varjo 2000) och i laboratoriemiljö (Varjo m fl. 2003). Den tillförda sulfaten bedömdes förhindra metanbildning (genom reduktion av sulfaten) som drar med sig fosfor löst i porvattnet när gasbubblorna stiger genom sedimenten. Totalfosforhalterna i vattnet minskade.

73


Sammantaget ger litteraturen en bild av att tillsatt kalcium har potentialen att

förbättra den naturliga kalciumfosforbindningen i hårdvattensjöar, men det är bland annat osäkert vilket effekt det har långsiktigt på kvarhållningen av fosfor i sedi-menten. 5.8 Phoslock™ En australiensisk produkt baserad på bentonitlera ”Phoslock” har lanserats under de senaste åren. Medlet bildar 1 till 3 mm tjockt lager på sedimenten och fortsätter binda fosfat som frigörs från sedimenten (Robb et al. 2003). Enligt produktbladet (Goves 2007) kan ett ton av Phoslock binda upp till 11 kg fosfor i ett brett pH-intervall och oberoende av redoxförhållanden. Den aktiva substansen i Phoslock är lantan (La3+) vilken uppges bilda stark bindning med fosfat. 5.8.1 Tillvägagångssätt Pulvret blandas med sjövatten i samband med att det tillsätts. Slurryn sjunker genom vattenmassan och adsorberar fosfat medan den sjunker.

5.8.2 Hur har det gått? Under november 2006 behandlades den tyska sjön Silbersee. Fosfathalterna sjönk från 100 till 20 µg P/l och totalfosforhalten sjönk från 150 µg P/l innan behand-lingen och stabiliserades runt 40 µg P/l. Lantanhalterna i vattnet sjönk snabbt efter behandlingen till runt 4 µg La/l. Behandlingen bör resultera i permanent fosfor-bindning. 5.9 Aluminiumbehandling Aluminiumbehandling har visat sig resultera i en stabil fastläggning av fosfor i bottensedimenten (Rydin m.fl. 2000; Lewandowski m.fl. 2003). En anledning till detta är att aluminiums fosforbindande förmåga inte påverkas av att sedimenten blir anoxiska. En aluminiumbehandling av hela eller delar av vattenmassan fungerar i två steg. Medan flocken bildas och sjunker fälls fosfat tillsamman med partikulärt material löst i vattenmassan. Den sedimenterande flocken bildar sedan ett kemiskt lock (aktiv barriär) som fortsätter att binda fosfat som frigjorts i sedi-menten (inaktivering). På detta sätt ökar sedimentens fosforbindande förmåga. Det är den kemiska fastläggning (inaktiveringen) av fosfor i sedimenten som genererar den stora och långsiktiga reduceringen av fosforhalten i vattenmassan.

För att öka förståelsen för de processer som åtgärden baseras på ges i följande text en beskrivning av aluminiums kemi. När ett aluminiumsalt, t ex aluminium-sulfat, löses i vatten och lösningen hålls nära neutral (pH 6 mellan och 8) sker hyd-rolys. Sannolikt sammanbinds Al3+ av dubbla OH- bryggor (i två plan) i den ny-bildade hydroxiden, vilket möjliggör polymerisering i vattenmassan (Hägg 1966). Denna nybildade amorfa form av aluminiumhydroxid polymeriserar och en fäll-ning (flock) faller genom vattenmassan (Jenkins m.fl. 1971). Flocken kan liknas vid ett snöfall i vattenmassan (vid pH mellan 6 och 8) som inom någon timme

74


fäller ut både löst fosfat och partikulärt material. Den utfällda flocken lägger sig på ytan av sedimentet, och kan komma att sjunka ner i ytsedimentet om sedimentets vattenhalt är hög. Vid låga (under pH 6) och höga pH (~10) bildar aluminium toxiska joner (Gensemer & Playle 1999 och referenser däri). Tre principiellt olika fosfor-aluminiumbindningar är möjliga vid nära neutralt pH: 1) Adsorption till aluminiumhydroxid Fosfat och partikulärt material i vattenmassan fälls ut med den bildade flocken vilken har en stor fosforbindande yta. Adsorptionskapaciteten styrs av en mängd faktorer (Davis & Hem 1989), varför det inte är möjligt att beräkna hur stor kapaci-teten för fosfatadsorption blir, utan detta måste utvärderas empiriskt. 2) Bindning till hydrolysprodukterna Adsorptionen av fosfat till aluminiumhydroxidkomplex är inte optimal vad gäller fosfatbindning. Bättre utbyte fås om aluminiumsaltet löses där fosfatkoncentra-tionen är så hög som möjligt. Då ökar andelen fosfat som binds innan polymerise-ringen sker. 3) Metallbindning Fosfat kan även bindas direkt till aluminiumjonen i det ögonblick saltet löses upp, och variscite (AlPO4 · 2 H2O) kan eventuellt bildas (Stumm & Morgan 1996). Variscite är svårlöslig och det går bara åt ett aluminium för att binda en fosfat vilket är ett optimalt utbyte. Den kristallina formen av aluminiumhydroxid, gibbsit med löslighetsminimum vid pH 6,3 (Stumm & Morgan 1996), bildas när amorf aluminiumhydroxid åldras. Kristallbildningen hos gibbsit innebär att större och större polymerer bildas. Gibb-sitbildning rapporteras ske efter ett halvår Berkowitz m fl. (2006) till ett år (Burrows 1977). Gibbsitbildningen kan innebära att fosforbindningsförmågan minskar. 5.9.1 Tillvägagångssätt När aluminiumsaltet löses i vattnet frigörs protoner, och om inget buffrande ämne tillsätts tillsammans med saltet, styr vattnets buffertkapacitet hur mycket alu-minium som kan lösas innan kritiskt pH (drygt 6) uppnås. I Nordamerika har alu-miniumsulfat uteslutande använts (Cooke m.fl. 2005). Vid dessa behandlingar styrdes aluminiumdosen inte av mängden fosfor som skulle inaktiveras utan av vattnets buffertkapacitet, då det inte fanns något sätt att beräkna den mängd fosfor som med tiden skulle komma att läcka ut från sedimenten. I sjöar med låg buffert-kapacitet har ibland basisk natriumaluminat tillsats som buffert till aluminium-sulfat. Vid aluminiumbehandlingar i Sverige har under senare tid polyaluminium-klorid använts.

Upprepade tillsatser av aluminium ger effektivare bindning än en samlad giva (Lewandowsky m.fl. 2003). Dels antas en mindre dos inte lika lätt sjunka ner i

75


sedimenten, dels förmodas en mer fördelaktig (låg) Al/P-kvot utvecklas. Det senare stöds av sedimentstudier från sjön Süsser See vilken behandlats med upprepade tillsatser. En alternativ förklaring till den låga Al/P-kvoten i Süsser See skulle dock kunna vara höga halter av tvåvärda joner i sjön.

Aluminiumdosering har i några fall dimensionerats utifrån läckagehastigheten av fosfor i laboratorieförsök med ostörda sedimentkärnor (Roberstson m.fl. 2000, Reitzel m.fl. 2003, 2005), eller genom att koncentrationsökningen i sjöns botten-vatten ovanför sedimenten har följts, exempelvis i Lejondalssjön, Upplands-Bro. Olika mängd aluminium har tillsats till sedimentkärnorna respektive bottenområdet och när frisättning av fosfat upphörde tolkades detta som att mängden aluminium var tillräcklig för att åtgärda den interna belastningen. Ansatsen innebär dock bara att tillräckligt med aluminium tillförts för att binda det för stunden rådande fosfat-flöde. Ingen information erhålls om den mängd fosfor som med tiden kommer att frisättas. Om målsättningen är att tillföra tillräckligt med aluminium för att binda också den fosformängd som med tiden kommer att mobiliseras i sedimenten, måste den mobila totalmängden fosfor kvantifieras.

Om mängden fosfor som med tiden kommer att frigöras från sedimenten är känd (mobiliserbar sedimentfosfor), och om mängden aluminium som krävs för att binda denna fosformängd kan uppskattas, erhålls en operationell aluminiumdos. Laboratorieförsök har visat vilka aluminiummängder som krävdes för att binda järnbunden och löst bunden sedimentfosfor till aluminium (Rydin & Welch 1998, 1999, Reitzel m.fl. 2003). Utifrån detta har föreslagits aluminiumdosering som innebär att den i laboratorieskala uppmätta mängden mobil oorganisk fosfor i de översta centimetrarna sediment bör bindas upp (Rydin & Welch 1999). Denna ansats har utvecklats vidare (James & Barko 2003, Pilgrim m.fl. 2007), men har också kritiserats för att den inte återspeglar den faktiska sedimentmiljön om aluminium sedan tillsätts (Reitzel m.fl. 2005).

Ansatsen har tillämpats i sjön Flaten, Skarpnäck, (Rydin 1999), Långsjön, Huddinge, (Rydin 2005) och Malmsjön, Vårby, (Rydin 2007) där kvoten 12:1 (mol) användes, baserat på Rydin m.fl. (2000). I dessa sjöar injicerades aluminium-lösningen i sedimenten, varvid pH-förändringen i vattenmassan blev försumbar (www.vattenresurs.se). Detta doseringssätt har även tillämpats i full skala i den danska sjön Sønderby (Reitzel m.fl. 2005). Den rörliga fosformängden i sjöns sediment uppskattades till 9 g P per m2 och bestod till största delen av organiskt bunden och järnbunden fosfor. En buffrad polyaluminiumklorid tillsattes år 2001 i ytvattnet, motsvarande en aluminiumdos på 31 g Al per m2. Målsättningen var att mobil fosfor i sedimenten med tiden skulle bindas av tillsatt aluminium, vilket innebär en Al/P-(mol)kvot om 4:1 (Reitzel m.fl. 2003). Osäkerhet råder dock ännu om mängden aluminium framgent kommer att räcka för att binda all mobiliserbar fosfor till sedimenten.

76


Tabell 1. Aluminiumbehandlingar av sjöar i Sverige, sammanställt från Pettersson & Wallsten (1990), SNV (1982) och muntlig information från S.-Å. Carlsson (2007).

Sjö Behandling

år

Aluminiumform Dos

Al/m2

Tillsatssätt

Långsjön (Huddinge)

1968, 1971 Aluminiumsulfat, granulat

~10 Mekanisk sprid-ning på vatten-ytan

Långsjön (Huddinge)

2006 Polyaluminiumklorid, lösning

75 Sedimentinjektion

Lötsjön (Sundbyberg)

1968–1979 Aluminiumsulfat, granulat

~4/tillfälle Mekanisk sprid-ning på vatten-ytan

Grängesbergsviken (Ludvika)

1971 Aluminiumsulfat, lösning

133 Lösning i vatten-massan

Lejondalsjön (Upplands Bro)


25 Hypolimnion (>10m)

Bagarsjön (Nacka)


50 Bottenvatten och sedimentinjektion

Flaten (Skarpnäck)



Malmsjön (Vårby)



5.9.2 Hur har det gått? Aluminiumbehandlingar har gjorts med övervägande goda resultat (Cooke m.fl. 2005). Enligt USAs motsvarighet till Naturvårdsverket är detta den mest kostnads-effektiva metoden för att restaurera eutrofa sjöar. Där har både grunda och djupare sjöar behandlats med framgång. I de fall effekten varit kortvarig har externbelast-ningen varit för hög eller så har dosen aluminium varit för låg (Cooke m.fl. 2005). Aluminiumtillsatserna har vanligen uppgått till mellan 10 och 100 g Al per m2 (Welch & Cooke 1999). Erfarenheten från sjöar där den externa tillförseln av fosfor reducerats till acceptabla nivåer, men där det funnits kvar en betydande internbelastning är att aluminiumbehandling resulterar i en effektiv bindning i sedimenten och förbättrad vattenkvalitet (Cooke m fl. 2005). Eftersom primär-produktionen blir utpräglat fosforbegränsad leder detta till att depositionen av lätt-nedbrytbart organiskt material minskar (Reitzel m fl 2006), vilket i sin tur minskar syretäringen i bottenvattnet.

Aluminiumbehandlingen av Långsjön (Jernelöv 1971) är det första exemplet beskrivet i litteraturen. I Långsjöns sediment återfanns, knappt 40 år efter behand-lingen, förhöjda koncentrationer av Al-bunden fosfor på 20 till 25 cm djup i botten-sedimentet (Rydin 2006). Denna förhöjning motsvarar drygt 1 g P per m2 som blev permanent begravt av aluminiumbehandlingarna som gjordes 1968 (Blomquist m.fl. 1971) och 1970. Då aluminiumbehandlingen 1968 motsvarade runt 10 g Al per m2, och ytterligare en dos tillfördes 1970, borde ett par gånger större mängd

77


fosfor bundits till tillsatt aluminium och finnas kvar i sedimenten. Långsjön be-handlades igen hösten 2006 med 75 g Al per m2. Bottnar djupare än två meter höll 9 g rörlig fosfor per kvadratmeter. I slutet på 1960-talet och under 1970-talet ut-fördes upprepade aluminiumbehandlingar också i Lötsjön i Sundbyberg (Pettersson & Wallsten 1990). Här tillsattes relativt låga doser aluminium i form av alu-miniumsulfat, men den externa belastning var fortfarande hög både i Långsjön och i Lötsjön (SNV 1982), vilket gjorde att effekten av gjord behandling blev kortvarig. I Långsjön, Huddinge, användes aluminiumsulfat, se tabell 1. I Lötsjön spreds aluminiumsulfatet i fast form (granuler) med hjälp av skogsgödslingsaggregat. Målsättningen var att granulerna till stor del skulle lösa upp sig och bilda fällning medan de sjönk genom vattenmassan. Liksom i Långsjön var externbelastningen till Lötsjön fortsatt hög, vilket gjorde behandlingarna kortlivade.

I ett antal nordamerikanska sjöars som aluminiumbehandlades under 1970- och 1980-talen uppmättes hur mycket fosfor som bundits av tillsatt aluminium (Rydin m.fl. 2000). En snittkvot om 12:1 (mol) mellan tillsatt aluminium och uppbunden fosfor uppmättes i sedimenten från sex sjöar i Washington, se tabell 2. Den lik-artade kvot som föreligger för dessa sjöar indikerade att maximal möjlighet att binda fosfor med tillsatt aluminium uppnåtts i sedimenten. I Lake Delavan, Wisconsin, var däremot den uppmätta molkvoten (6:1) lägre för tillsatt aluminium gentemot bunden fosfor (Rydin & Welch 1999). Skillnader i hur mycket fosfor en given mängd aluminium binder beror på flera olika faktorer, bland annat vattnets och sedimentens sammansättning. I den hypereutrofa, sulfat- och kalciumrika sjön Süsser See, uppmättes låga Al:P-kvoter (2:1 på molbasis) i sediment efter att alu-minium tillsatts vattenmassan (Lewandowsky m.fl. 2003). Författarna föreslog att en del av det tillsatta aluminiumet binder fosfat i en 1:1 kvot, vilket skulle innebära bildning av variscite (AlPO4 · 2 H2O). En kvot om cirka 2:1 är ungefär samma ut-byte som erhålls när fosfor fälls i avloppsvatten, men med ett betydligt högre ut-byte än de kvoter som rapporterats från nordamerikanska sjöar, där kvoten 12:1 uppmättes (Rydin m.fl. 2000). Denna stora skillnad i Al:P-kvot (12.1 gentemot 2:1) är anmärkningsvärd. Det åtgick således åt sex gånger mer aluminium för att binda fosfat i de studerade sjösedimenten i Washington jämfört med i Süsser See, se tabell 2.

78


Tabell 2. Uppmätta mängder tillsatt aluminium, fosfor bunden till denna, och den resulte-rande kvoten i ett antal sjösediment.

Sjö Behandlad Uppmätt Bunden P Kvot (mol) Referens År Al (g/m2) (g/m2) (Al:Al-P) Medical Lake, WA 1977 84 7.3 13.1 Rydin et al. 2000 Long Lake, WA 1980, 1991 11 0.97 12.6 Rydin et al. 2000 Erie Lake, WA 1985 6 0.50 13.2 Rydin et al. 2000 Campbell Lake, WA 1985 12 1.1 12.4 Rydin et al. 2000 Lake Ballinger, WA 1990 7 0.65 11.3 Rydin et al. 2000 Phantom Lake, WA 1990 10 0.96 11.2 Rydin et al. 2000 Lake Delavan, WI 1991 12 2.2 5.7 Rydin & Welch 1999 Süsser See, Tysland 1977–1992 137 73 2.2 Lewandowski et al. 2003

Ett exempel där behandling utförts med en hög dos aluminium utgör Gränges-bergsviken i sjön Södra Hörken, Ludvika kommun. Viken belastades av lakvatten från en gruva och påverkades därigenom förutom av näringsämnen och organisk substans, även av dräneringsvattnets högre salinitet (SNV 1982). Här tillsattes en hög dos aluminiumsulfat (motsvarande drygt 130 g Al per m2) 1971. Behandlingen har haft en långvarig effekt (Pettersson & Wallsten 1990). Sedimenten höll mycket höga koncentrationer aluminiumbunden fosfor vid en sedimentundersökning år 2005 (Vattenresurs AB, opublicerade data), vilket indikerar en mycket effektiv bindning av fosfor till tillsatt aluminium. 5.10 Muddring Muddring är ett resurskrävande men effektivt sätt att restaurera grundare sjöar (Cooke m. fl. 2005). Målsättningen kan vara att öka vattendjupet, ta bort rotade vattenväxter, få bort gifter i sedimenten eller reducera läckage av näringsämnen från sedimenten. Fokus i denna sammanställning ligger på muddring som metod för att åtgärda fosforläckage från sedimenten. Det finns ett antal faktorer som ska beaktas för ett bra och långsiktigt resultat när man muddrar för att minska fosfor-läckaget från sedimenten. En är att övergödda sjöars sediment ofta håller höga halter löst fosfor i porvattnet. Den fosforn kan bidra till fortsatt produktion om den lösta fosforn frigörs under för växtplankton gynnsamma förhållanden. Men den effekten bör bli kortvarig och underordnad den generella förbättring som en väl genomförd muddring ska innebära. I grunda sjöar där undervattensvegetationen är dåligt utvecklad är resuspension ofta en viktig process. Resuspensionen gör att näringsrikt ytsediment flyttas runt i sjön beroende på bl.a. vindinducerade vatten-strömmar. För att minimera att muddrade bottnar täcks med nytt näringsrikt yt-sediment bör muddringsföretag genomföras inom en begränsad tid, vilket kan vara svårt i större sjöar. 5.10.1 Tillvägagångssätt Muddring kan utföras med mekaniska (olika typer av grävmaskiner), hydrauliska (mekanisk upprivning av hårdare sediment och uppsugning och vidaretransport av sediment) och vakuumdrivna (suger upp det lösa sedimentet) tekniker. Speciella

79


mobila mudderverk för sjöar och lösa ytsediment med hög vattenhalt har utvecklats (Cooke m fl. 2005). Muddring resulterar i stora mängder sediment och vatten med höga näringshalter. Att ta hand om detta är mycket resurskrävande.

5.10.2 Hur har det gått? Muddring har fått oförtjänt dåligt rykte p.g.a. ett antal misslyckade projekt i USA, se Cooke m.fl. (2005) och referenser däri och Pettersson & Wallsten (1990) för svenska exempel på både lyckade och misslyckade muddringsprojekt. Orsaker till att muddringsprojekt inte motsvarar förväntningarna kan vara att den externa be-lastningen fortfarande är för hög, eller att man inte lyckas muddra bort en domi-nerande andel av den rörliga sedimentfosforn genom att en för liten del av sjöns sedimentyta muddrats och/eller att man inte muddrade tillräckligt djupt. Givet att internbelastningen är den dominerande fosforkällan till vattenmassan bör en mudd-ring som relativt snabbt frilägger sediment utan läckagebenägen fosfor över en majoritet av bottenytan bli framgångsrik men dyr.

Restaureringen av Trummen i Växjö för snart 40 år sedan lyfts fram av Cooke m.fl. (2005) som ett skolexempel på en väl genomförd och väldokumenterad muddring. En relevant faktor för den här sammanställningen gäller till vilket djup man bör muddra, det vill säga hur djupt ner i sedimenten finns det läckagebenägen fosfor. Här finns en förklaring till att muddringen av Trummen blev framgångsrik. Ytsedimenten i Trummen höll mycket höga halter fosfor (och kväve), men fosfor-halten minskade kraftigt med ökande sedimentdjup. Vid tre decimeters sediment-djup hade halten minskat med två tredjedelar och totalfosforhalten var sedan konstant i sedimentprofilen, se figur 7. Med ledning av detta muddrades de översta tre decimetrarna sediment bort. På så sätt avlägsnades hela förrådet av den fosfor som förr eller senare skulle frigöras från sedimentprofilen. Det undersöktes inte, men skillnaden i koncentration mellan de ytligare sedimentlagren och den lägre koncentrationen i de djupare sedimentlagren utgjorde med stor sannolikhet förrådet av rörlig sedimentfosfor (Rydin 2000).

80


Figur 7. Fosfor och kvävekoncentration i Trummens sediment. Den skuggade delen represente-rar de översta tre decimetrarna som muddrades bort det första året. Efter ett år muddrades ytterli-gare tre decimeter bort (högra bilden), men detta lager bör inte ha haft några signifikanta mäng-der rörlig fosfor av koncentrationsutvecklingen att döma.

I Finjasjön (Hässleholm) var det svårt att definiera vilka sedimentskikt som fri-gjorde fosfor (Eckerrot & Pettersson 1993 och referenser däri), vilket gjorde det svårt att bedöma till vilket djup man skulle muddra. Dessutom resuspenderades ytsediment från omuddrade ytor och täckte de muddrade ytorna. Muddringen i Finjasjön avbröts 1991, bara en mindre del av sjön hade hunnit muddras, och får betraktas som ett misslyckande.

81


6 Bedömning av metodernas användbarhet i Östersjön och dess kustzon

Grundförutsättningarna för restaureringstilltag i Östersjön och kustzonen skiljer sig mot sjöar på många sätt. Det kanske mest uppenbara är storleken samt saliniteten och skiktningsförhållanden på grund av denna. Sjöar har utlopp medan vattnet i vikar och kustbassänger, liksom hela Östersjön, rör sig fram och tillbaka. Vatten-kvaliteten i öppna bassänger avspeglar den i omgivande vattenoråden medan av-gränsade vikar kan ha en relativt låg vattenomsättning med ackumulation av näringsrikt organiskt material med risk för t.ex. syrebrist.

En central fråga är vilken roll mangan spelar för fosforomsättningen i Öster-sjön? Mangan har flera egenskaper motsvarande järnets. En annan viktig fråga är hur stora förråd av läckagebenägen fosfor som olika bottnar i Östersjön håller. Ett exempel på en sådan beräkning görs av Ahlgren m.fl. (2006).

Att flytta en manipulation som har fungerat till synes problemfritt i sötvatten till det bräckta vattnet innebär att hittills okända negativa effekter kan uppstå.

Genom att pumpa in vatten från skärgårdens ytterområden skulle vattnet i en näringsrik vik med långsam vattenomsättning bytas ut fortare och näringsämnena spädas ut; en form av utspädning och genomspolning. En lokal förbättring skulle kunna uppnås, men näringsämnena har bara flyttats runt. Efter att manipulationen har upphört riskerar förhållanden återföras genom import av näring från andra bassänger.

Att leda ut näringsrikt och syrefattigt bottenvatten från en fjärd med hjälp av hävertprincipen (hypolimnionavtappning) är inte möjligt, om inte vattenstånds-variationer kan nyttjas på något snillrikt sätt. Med pumpar skulle det gå, men att flytta vatten mellan olika bassänger bedöms inte verkningsfullt.

Ska omblandning minska fosforläckaget från sedimenten i en kustbassäng med anoxiska bottnar krävs det att det finns tillräckligt med järn som kan oxideras och binda fosforn. Annars är risken att en total omblandning kommer att öka primär-produktionen genom att lyfta upp lösta näringsämnen från bottenvattnet till epilimnion. Att bedöma vad effekten blir på övriga parametrar som siktdjup är svårt. Effekterna av omblandning kommer förmodligen att upphöra när ombland-ningen upphör.

Att blanda om hela vattenpelaren ute i egentliga Östersjön, om det går, skulle innebära att salthaltsgradienter bröts upp vilket inte kan vara acceptabelt. Om-blandning av specifika vattenmassor i Östersjön föreslås av Stigebrandt & Gustavsson (2007). Detta har inte provats i sjöar och bedöms därför inte här.

Mindre och grunda fjärdar skulle kunna muddras. Det blir dyrt men har positiv effekt både på syrekonsumtionen och fosforläckaget från sedimenten då det fosfor-rika och syretärande materialet tas bort. Då dessa grunda miljöer utgör Östersjöns viktigaste produktionsområden för bl.a. fisk är en muddring normalt kontroversiell.

82


Metoden skulle dock kunna tillämpas i kraftigt miljöstörda områden där den ekolo-giska funktionen gått förlorad.

Sedimenten i en mindre bassäng skulle kunna behandlas med både järn, nitrat och kalk, i en fullständig RIPLOX-behandling. Att använda nitrat som oxidations-medel i sedimenten vore kontroversiellt med tanke på att vårblomningen är kväve-begränsad. Metoden, som är dyr, innebär inte en permanent inaktivering av fosforn i sedimenten och med tiden kommer sedimentation från övriga vattenområden att ha drivit tillbaka syretäringen i sedimenten med efterföljande problem.

Den lantanberikade bentonitleran Phoslock bör ha förmågan att binda fosfor permanent även i bräckt vatten. Erfarenheten från sjöar är mycket begränsad.

I de fall en lokal näringskälla har orsakat en ökad växtplanktonbiomassa i en avgränsad vik, som i sin tur har minskat siktdjupet och slagit ut undervattensvege-tationen, skulle en lokal restaureringsåtgärd kunna vara befogad. Restaurerings-metoder som genererar ett ökat siktdjup under ett par år skulle kunna vara tillräck-ligt för att undervattensvegetationen ska etablera sig igen. Har den väl lyckats med det bör grumligheten p.g.a. resuspension minska och undervattensvegetationen dominera primärproduktionen igen. Detta resonemang bygger på att den lokala källan har åtgärdats. 6.1 Hypolimnionluftning med järntillsats Rätt dimensionerad syresättning av en avgränsad kustbassäng med anoxisk botten-vatten skulle innebära att man håller bottenvattnet syresatt. Genom kontinuerlig tillsats av järn i samband med luftningen skulle av allt att döma fosforbindningen bli effektiv så länge behandlingen upprätthålls, om inte undervattensvegetationen kan återta tidigare bevuxna bottnar, se ovan. Då skulle en permanent effekt kunna uppnås. Ett (av många) frågetecken är hur mycket näringsrikt material som kommer att importeras från utanförliggande bassänger och hur det på sikt kommer att försämra effekterna av restaureringstilltaget. 6.2 Kalktillsats Kalktillsats i någon form skulle kunna bidra till att öka fosforbindningen i fjärdar med anoxiska sediment. Kan ökad kalciumtillgång i sedimenten, eventuellt i kombination med aluminium, generera en permanent fosforbindning? Kan fosfor dessutom bindas till kalcium i ett högt utbyte, bör den permanenta inaktiveringen av fosfor kunna bli billig. Då kan även större ytor ute i egentliga Östersjön bli aktuella för tillsats. Kunskapen om dessa processer är dock fortfarande i sin linda, se Blomqvist & Rydin (2008) för en genomgång av kunskapsläget. 6.3 Aluminiumbehandling Aluminium binder fosfor i brackvattensediment (Rydin 2000b; Rydin & Wester-lund 2003) men det är okänt med vilken effektivitet det sker. I ett mindre område kan aluminium tillsättas motsvarande de doseringar som görs vid sjörestaureringar. Men skall större ytor behandlas behöver aluminiumfosforbindningen optimeras så

83


det räcker med betydligt mindre mängder än de mellan 30 och 100 g Al/m2 som beräknas behövas för att binda den mobiliserbara fosforn i sjösediment. Östersjö-sedimenten håller av allt att döma mindre mängder mobiliserbar fosfor (Ahlgren m.fl. 2006) jämfört med sjösediment, vilket innebär att mindre aluminium behövs. Det bör dessutom finnas möjligheter att optimera aluminiumfosfatbindningen, t.ex. genom en kombination med kalciumtillsats, så mindre mängder aluminium går åt (Blomqvist & Rydin, 2008).

Aluminiumtillsats, Phoslock och eventuellt också kalktillsats är metoder som har potentialen att binda fosfor permanent. Muddring har motsvarande effekt på fosforläckaget då den läckagebenägna fosforn istället tas bort. I kustområden skulle effekten ändå avklinga, även om någon av dessa permanenta metoder användes, då nytt näringsrikt material från andra områden förmodligen kommer sedimentera över de muddrade ytorna och bygga upp nya förråd av syretärande och fosfor-läckande material. Men då är det fosforläckage från det nya materialet, inte från den tidigare permanent bundna fosforn.

84


7 Referenser Ahlgren, J., Tranvik, L., Gogoll, A., Waldebäck, M., Markides, K. & Rydin, E. 2005. Sediment depth attenuation of biogenic phosphorus compounds measured by 31P NMR. Environ. Sci. Technol. 39:867-872.

Ahlgren, J., Reitzel, K., Tranvik, L., Gogoll, A. & Rydin, E. 2006. Degradation of organic phosphorus compounds in anoxic Baltic Proper sediments; A 31P-NMR study. Limnol. Ocean. 51:2341-2348.

Berkowitz, J., Anderson, M.A. & Amrheink, C. 2006. Influence of aging on phos-phorus sorption to alum floc in lake water. Wat. Res. 40:911-916.

Bernhardt, H. 1975. Ten years’ experience of reservoir aeration. Prog. Water Tech. 7:483-495.

Beutel, M.W. & Horne, A.J. 1999. A review of the effects of hypolimnetic oxygenation on lake and reservoir water quality. Lake and Reserv. Manage. 15:285-297.

Björk, S. 1975. Översikt över sjörestaureringsproblematiken. Restaurering av näringsrika sjöar. FVH, Stockholm.

Blomquist, K., Cronholm, M. & Jernelöv, A. 1971. Försök med fosfatreduktion genom kemisk fällning i Långsjön. Vatten 27:177-194.

Blomqvist, S. & Rydin, E. 2008. Förstudie kring fosfor-reduktion i Östersjö-bäckenet genom riktad kemisk fastläggning ― alternativ och möjligheter. Naturvårdsverket. Manuskript.

Boers, P.C.M., Cappenberg, T.E. & van Raaphorst, W. 1993. The third interna-tional workshop on phosphorus in sediment. Summary and synthesis. Hydrobiol. 253:xi-xviii.

Boers, P.C.M., Does, V., Quaak, M. & Vlugt, J.V. 1994. Phosphorus fixation with iron (III) chloride: A new method to combat internal loading in shallow lakes? Arch. Hydrobiol. 129:339-351.

Burley, K., Prepas, E. & Chamber, P. 2001. Phosphorus release from sediments in hardwater eutrophic lakes: the effects of redox-sensitive and -insensitive chemical treatments. Freshw. Biol. 46:1061-1074.

Burrows, W.D. 1977. Aquatic aluminum: chemistry, toxicology, and environ-mental prevalence. CRC Crit. Rev. Environ. Contr. 7:167–216.

Caraco, N.F., Cole, J.J. & Likens, G.E. 1991. A cross-system study of phosphorous release from lake sediments. pp. 241-258. In: Cole, J.J., S.E.G. Findlay and G. Lovett (eds.). Comparative Analyses of Ecosystems: Patterns, Mechanisms and Theories. Springer-Verlag, New York. 375 pp.

85

http://apps.isiknowledge.com/WoS/CIW.cgi?SID=U1BPFk5AJi9B8G6EEl9&Func=OneClickSearch&field=AU&val=Berkowitz+J&ut=000236300100007&auloc=1&curr_doc=4/6&Form=FullRecordPage&doc=4/6


Cooke, G.D., Welch, E.B., Peterson, R. & Nichols, S.A. 2005. Restoration and management of lakes and reservoirs. CRC Press, Boca Raton, FL. 591 pp.

Davis, J.A. & Hem, A.R. 1989. The surface chemistry of aluminum oxides and hydroxides. In: Sposito, G., ed., The Environmental Chemistry of Aluminum, pp. 185–219. CRC Press, Boca Raton, FL.

Deppe, T. & Benndorf, J. 2002. Phosphorus reduction in a shallow hypertrophic reservoir by in-lake dosage of iron. Wat. Res. 36:4525-4534.

Dittrich, M., Dittrich, T., Sieber, I. & Koschel, R. 1997. A balance analysis of phosphorus elimination by artificial calcite precipitiation in a stratified hardwater lake. Wat. Res. 31:237-248.

Dittrich, M. & Koschel, R. 2002. Interactions between calcite precipitation (natural and artificial) and phophorus cycle in the hardwater lake. Hydrobiol. 469:49-57.

Dunalaska, J., Wisniewski, G. & Mientki, C. 2001. Water balance as a factor determining the Lake Kortowskie restoration. Limnol. Rev. 1:65-72.

Eckerrot, Å. & Pettersson, K. 1993. Pore water phosphorus and iron concentrations in a shallow, eutrophic lake—indications of bacterial regulation. Hydrobiol. 253:165-177.

Fast, A.W. & Lorenzen, M.W. 1976. Synoptic survey of hypolimnetic aeration. J. Environ. Eng. Div. ASCE 102: 1161-1173.

Foy, R.H. 1986. Supression of phosphorus release from lake sediments by the addition of nitrate. Wat. Res. 20: 1345-1351.

Foy, R.H. 1985. Phosphorus inactivation in a eutrophic lake by the direct addition of ferric aluminium sulphate: Impact on iron and phosphorus. Freshw. Biol. 15:613-629.

Gensemer, R.W. & Playle, R. 1999. The bioavailability and toxicity of aluminium in aquatic environments. Crit. Rev. Environ. Sci. Technol. 29:315-450.

Goves, S. 2007. Lake restoration and reservoir management. Phoslock water solution. (www.phoslock.com.au) Produktblad oktober 2007.

Gächter, R. & Wehrli, B. 1998. Ten years of artificial mixing and oxygation: no effect on the internal phosphorus loading of two eutrophic lakes. Envir. Sci. Technol. 32:3659–3665.

Hyenstrand, P., Blomqvist, P. & Petterson, A. 1998. Factors determining cyano-bacterial success in aquatic systems- a literature review. Arch. Hydrobiol., Spec. Issues, Advanc. Limnol. 51:41-62.

Hägg, G. 1966. Kemisk reaktionslära. Processer och jämvikter i kemisk analys (9:e uppl). Almqvist & Wiksell, Stockholm. 212 pp.

86

http://www.phoslock.com.au/


James, W.F. & Barko, J.W. 2003. Alum Dosage Determinations Based on Redox-Sensitive Sediment Phosphorus Concentrations. Water quality technical notes coll (ERDC WQTN-PD-13) US Army Ebg. Res. Dev. Center, Vicksburg, MS

Jenkins, D., Ferguson, J.F. & Menar, A.B. 1971. Chemical processes for phosphate removal. Wat. Res. 5:369–89.

Jernelöv, A. (Ed.) 1971. Phosphate reduction in lakes by precipitation with aluminum sulphate. 5th International Water Pollution Research Conference. Pergamon Press, New York.

Jaeger, D. 1994. Effects of hypolimnetic water aeration and iron-phosphate pre-cipitation on the trophic level of Lake Krupunder. Hydrobiol. 275/276:433-444.

Kalff, J. 2003. Limnology. 592 pp

Koeschel, R.H., Dittrich, M., Casper, P., Heiser, A. & Roßberg, R. 2001. Induced hypolimnetic calcite precipitation – ecotechnology for restoration of stratified eutrophic hardwater lakes. Int. Ver. Theor. angew. Limnol. Verh. 27:3644–3649.

Lappalainen, K. 1994. Positive changes in oxygen and nutrient contents in two Finish lakes induced by Mixox hypolimnetic oxygenation method. Verh. Internat. Verein. Linmol. 25:2510-2513.

Lean, D.R.S., McQueen, D.J. & Story, V.R. 1986. Phosphate transport during hypolimnetic aeration. Arch. Hydrobiol. 108:269-280.

Lewandowski, J., Schauser, I. & Hupfer, M. 2003. Long-term effects of phospho-rus precipitations with alum in hypereutrophic Lake Süsser See (Germany). Wat. Res. 37:3194-3204.

Michele, J. & Michele, V. 2002. The free jet as a means to improve water quality: Destratification and oxygen enrichment. Limnologica 32:329-337.

Moosmann, L., Gächter, R., Műller, B. & Wűest, A. 2006. Is phosphorus retention in autochthonous lake sediments controlled by oxygen or phosphorus? Limnol. Oceanogr. 51, 2006, 763–771.

Nürnberg, G.K. 1987. Hypolimnetic withdrawal as a lake restoration technique. 1987. J. Environ. Eng. 113:1006-1016.

Nürnberg, G.K., LaZerte, B.D. & Olding, D.D. 2003. An Artificially Induced Planktothrix rubescens Surface Bloom in a Small Kettle Lake in Southern Ontario Compared to Blooms World-wide. Lake Reserv. Manage. 19: 307-322.

Pastorak, R.A., Lorenzen, M.W. & Ginn, T.C. 1982. Environmental aspects of artificial aeration and oxygenation of reservoirs: A review theories, techniques, and experiences. Technical Rept. No. E-82-3. U.S. Army corps of engineers.

87

http://www.csa.com/htbin/dbrng.cgi?username=mn7&access=mn7007&requester=gs&db=all&fed=results&qry=AU%3D%28Michele%20Juergen%29

http://www.csa.com/htbin/dbrng.cgi?username=uppun&access=uppun625&requester=gs&db=all&fed=results&qry=AU%3D%28Nuernberg%20GK%29

http://www.csa.com/htbin/dbrng.cgi?username=uppun&access=uppun625&requester=gs&db=all&fed=results&qry=AU%3D%28LaZerte%20BD%29

http://www.csa.com/htbin/dbrng.cgi?username=uppun&access=uppun625&requester=gs&db=all&fed=results&qry=AU%3D%28Olding%20DD%29


Perkins, R.G. & Underwood, G.J.C. 2001. The potential for phosphorus release across the sediment-water interface in an eutrophic reservoir dosed with ferric sulphate. Wat. Res. 35:1399-1406.

Pettersson, K. & Wallsten, M. 1990. Sjörestaurering i Sverige. Metoder och resultat. Naturvårdsverket. Rapport 3817. Stockholm. 57 pp.

Pilgrim, K.M., Huser, B. & Brezonik, P.L. 2007. A method for comparative evaluation of whole-lake and inflow alum treatment. Wat. Res. 41:1215-1224.

Prepas E.E., Babin J., Murphy T.P., Chambers P.A. & Serediak, M. 2001a. Long-term effects of successive Ca(OH)2 and CaCO3 treatments on the water quality of two eutrophic hardwater lakes. Freshw. Biol. 46:1089-1103.

Prepas, E.E, Bernadette, P-A., Chamber, P., Murphy, T. P., Reedyk, S., Sandland, G. & Serediak, M. 2001b. Lime treatment and its effects on the chemistry and biota of hardwater eutrophic lakes. Freshw. Biol. 46:1049-1060.

Prepas, E.E., Field, K.M., Murphy, T.P., Johnson, W.L., Burke J. M. & Tonn, W.M. 1997. Introduction to the Amisk Lake Project: oxygenation of a deep, eutrophic lake. Can. J. Fish. Aquat. Sci. 54:2105-2110.

Quaak, M., Does, J., Boers, P. & Vlugt, J. 1993. A new technique to reduce internal phosphorus loading by in-lake phosphate fixation in shallow lakes. Hydrobiol. 253:337-344.

Rasmussen, B. 1996. Early-diagenetic REE-phosphate minerals (Florencite, Gorceixite, Crandallite and Xenotime) in marine sandstones: A major sink for oceanic phosphorus. Am J. Sci. 296:601-632.

Reitzel. K., Hansen, J., Jensen, H.S., Andersen, F.O. & Hansen, K.S. 2003. Testing aluminum addition as a tool for lake restoration in shallow, eutrophic Lake Sonderby, Denmark. Hydrobiol. 506:781-787.

Reitzel, K., Hansen, J., Anderson, F.Ø., Hansen, K.J., Jensen, H.S. 2005. Lake restoration by dosing aluminum relative to mobile phosphorus in the sediment. Environ. Sci. Technol. 39:4134–4140.

Reitzel, K, Ahlgren, J., Gogoll, A. & Rydin, E. 2006. Effects of aluminum treatment on phosphorus, carbon, and nitrogen distribution in lake sediment: A P–31 NMR study. Wat. Res. 40:647-654.

Reitzel, K., Ahlgren, J., DeBrabandere, H., Waldebäck, M., Gogoll, A., Tranvik, L. & Rydin, E. 2007. Degradation rates of organic phosphorus in lake sediment. Biogeochemistry 82:15-28.

Robertson, D.M., Goddard, G.L., Helsel, D.R. & MacKinnon, K.L. 2000. Reha-bilitation of Delavan Lake, Wisconsin. Lake Reserv. Res. Manage. 16:155-176.

88

http://apps.isiknowledge.com/WoS/CIW.cgi?SID=Y2lMkdKAd3AhMkmmhL3&Func=OneClickSearch&field=AU&val=Reitzel+K&ut=000188455600101&auloc=1&curr_doc=1/2&Form=FullRecordPage&doc=1/2

http://apps.isiknowledge.com/WoS/CIW.cgi?SID=Y2lMkdKAd3AhMkmmhL3&Func=OneClickSearch&field=AU&val=Hansen+J&ut=000188455600101&auloc=2&curr_doc=1/2&Form=FullRecordPage&doc=1/2

http://apps.isiknowledge.com/WoS/CIW.cgi?SID=Y2lMkdKAd3AhMkmmhL3&Func=OneClickSearch&field=AU&val=Jensen+HS&ut=000188455600101&auloc=3&curr_doc=1/2&Form=FullRecordPage&doc=1/2

http://apps.isiknowledge.com/WoS/CIW.cgi?SID=Y2lMkdKAd3AhMkmmhL3&Func=OneClickSearch&field=AU&val=Andersen+FO&ut=000188455600101&auloc=4&curr_doc=1/2&Form=FullRecordPage&doc=1/2

http://apps.isiknowledge.com/WoS/CIW.cgi?SID=Y2lMkdKAd3AhMkmmhL3&Func=OneClickSearch&field=AU&val=Hansen+KS&ut=000188455600101&auloc=5&curr_doc=1/2&Form=FullRecordPage&doc=1/2

http://wos.isiknowledge.com/CIW.cgi?SID=X1EgoNn1BaiEKb@Op4n&Func=OneClickSearch&field=AU&val=Reitzel+K&curr_doc=2/3&Form=FullRecordPage&doc=2/3

http://wos.isiknowledge.com/CIW.cgi?SID=X1EgoNn1BaiEKb@Op4n&Func=OneClickSearch&field=AU&val=Ahlgren+J&curr_doc=2/3&Form=FullRecordPage&doc=2/3

http://wos.isiknowledge.com/CIW.cgi?SID=X1EgoNn1BaiEKb@Op4n&Func=OneClickSearch&field=AU&val=Gogoll+A&curr_doc=2/3&Form=FullRecordPage&doc=2/3

http://wos.isiknowledge.com/CIW.cgi?SID=X1EgoNn1BaiEKb@Op4n&Func=OneClickSearch&field=AU&val=Rydin+E&curr_doc=2/3&Form=FullRecordPage&doc=2/3


Robb, M., Greenop, B., Goss, Z., Douglas, G. & Adeney. J. 2003. Application of PhoslockTM, an innovative phosphorus binding clay, to two Western Australian waterways: preliminary findings. Hydrobiol. 494:237-243.

Rydin, E. 1999. Aluminiumdosering för inaktivering av rörlig sedimentfosfor i Flaten och Kyrksjön. Scripta Limnologica Upsaliensia B:19.

Rydin, E. 2000a. Potentially mobile phosphorus in Lake Erken sediment. Wat. Res. 34:2037-2042.

Rydin, E. 2000b. Aluminiums fosforbindande förmåga i brackvattensediment –experiment i Granfjärden och Östhammarsfjärden. Scripta Limnologica Upsaliensia B:20.

Rydin, E. 2005. Rörlig fosfor i Fagersjövikens sediment. Naturvatten i Roslagen AB, Rapport 2005:19.

Rydin, E. 2007. Rörlig fosfor i Malmsjöns sediment. Naturvatten i Roslagen AB, Rapport 2007:1.

Rydin, E. 2006. Rörlig fosfor i Långsjöns sediment. Naturvatten i Roslagen AB, Rapport 2006:9.

Rydin, E. Huser, B., & Welch, E. 2000. Amount of phosphorus inactivated by alum treatments in Washington lakes. Limnol. Oceanogr. 45: 226-230.

Rydin, E. & Welch, E. 1998. Aluminum dose required to inactivate phosphate in lake sediments. Wat. Res. 32: 2969-2976.

Rydin, E. & Welch, E. 1999. Dosing alum to Wisconsin lake sediments based on possible formation of aluminum bound phosphate. Lake Reserv. Res. Manage. 15:324-331.

Rydin, E. & Westerlund, U. 2003. Effekten av reducerat fosforflöde från brack-vattenssediment – experiment i Östhammarsfjärden. VA-FORSK 2003–1, Stockholm. 14 pp.

Sahoo, G.B. & Luketina, D. 2003. Modeling of bubble plume design and oxygen transfer for reservoir restoration. Wat. Res. 37:393-401.

Salonen, V-P. & Varjo, E. 2000. Gypsum treatment as a restoration method for sediments of eutrophied lakes—experiments from southern Finland. Environ. Geol. 39:353–9.

SNV 1982. Restaurering av förorenade vattenområden. SNV pm 1596. Statens naturvårdsverk, Solna.

Stigebrandt, A. & Gustafsson, B. 2007. Improvement of Baltic Proper Water Quality Using Large-scale Ecological Engineering. Ambio 36:280–286

Stumm, W. & Morgan, J.J. 1996. Aquatic Chemistry. (3rd ed.). John Wiley, New York. 1022 pp.

89


Thomas, J.A., Funk, W.H., Moore. B.C. & Budd, W.W. 1994. Short term changes in Newman Lake following hypolimnetic oxygenation with the Speece Cone. Lake and Reserv. Manage. 9:111-113.

Varjo, E., Liikanen, A., Salonena, V.P. & Martikainen, P.J. 2003. A new gypsum-based technique to reduce methane and phophorus release from sediments of eutrophied lakes: (Gypsum treatment to reduce internal loading). Wat. Res. 37:1–10

Welch, E.B. & Cooke, G.D. 1999. Effectiveness and longevity of phosphorus inactivation with alum. Lake Reserv. Res. Manag. 15:5–27.

Wetzel, R.G. 2001. Limnology. Third edition. 1006 pp.

Wilson, D. & Buetel, M. 2005. Review of the Feasibility of Oxygen Addition or Accelerated Upwelling in Hood Canal, Washington. Report. Department of Civil and Environmental Engineering, Washington State University. 48 pp.

Wüest, A., Brooks, N.H. & Imboden, D.M. 1992. Bubble plume modeling for lake restoration. Water Resour. Res. 28:3235–3250.

Young, S.N., Clough, W.T., Thomas, A.J. & Siddall, R. 1988. Changes I plant community at Foxcote Reservoir following use of ferric sulphate to control nutrient levels. J. Inst. Water Environ. Manage. 2:5-12.

90

Kan Östersjön restaureras?Utvärdering av erfarenheter från sjöar

Försök att med olika restaureringsåtgärder förbättra

vattenkvaliteten i sjöar har pågått under flera decennier.

Det finns idag både lyckade och mindre lyckade exempel från

såväl Sverige som internationellt. Går dessa erfarenheter att

överföra till Östersjön?

I rapporten har kunskaper och erfarenheter från

restaurering av sjöar med fysiska och kemiska metoder

samt genom biomanipulering sammanställts. Författarna

diskuterar möjligheterna att överföra dessa eller liknande

metoder till havsmiljön i Östersjön.

Rapporten är ett delunderlag till Naturvårdsverkets

redovisning av regeringens uppdrag att undersöka möjlig-

heterna att restaurera Östersjöns syrefria bottnar.

Uppdraget redovisas i rapporten ”Möjliga åtgärder

och effekter för att minska fosforläckage från Östersjöns

syrefria bottnar”, inlämnad till regeringen den 30 april

2008.

rapport 5860

natUrvÅrDsverKet

isbn 978-91-620-5860-9

issn 0282-7298

Naturvårdsverket 106 48 stockholm. besöksadress: stockholm - valhallavägen 195, Östersund - Forskarens väg 5 hus Ub, Kiruna - Kaserngatan 14. tel: +46 8-698 10 00, fax: +46 8-20 29 25, e-post: [email protected] internet: www.naturvardsverket.se Beställningar ordertel: +46 8-505 933 40, orderfax: +46 8-505 933 99, e-post: [email protected] Postadress: Cm-gruppen, box 110 93, 161 11 bromma. internet: www.naturvardsverket.se/bokhandeln

Documents

Kan Östersjön restaureras? - VISS