Övergödningen i Östersjön - Skogochfisk

Övergödningen i Egentliga Östersjön beskrivs som en tvåstegsprocess. Det började med ökad antropogen
belastning av näringsämnena fosfor och kväve, och fortsatte med okontrollerad intern produktion i
havet av samma ämnen.
För hundra år sedan var Östersjön ett näringsfattigt hav med klart vatten och mestadels syresatta bottnar.
Men befolkningsökning, industrisamhällets framväxt, mer jordbruk, ökade skogsavverkningar,
sjösänkningsföretag, utdikningar av myrar och våtmarker, användning av konstgödsel och fosfattvättmedel,
har gjort att näringsbelastningen på havet markant har ökat. Länge såg det dock ut som att problemen
var hanterbara. Gödningseffekterna begränsades till kustområden i närheten av större samhällen.
Det var först på 1 960-talet som övergödningen i öppna havet på allvar gjorde sig påmind (Andersson &
Andersson 2006). Då ökade vinterhalterna av fosfor och kväve i ytvatten snabbt - fosfor från mitten av
1 960-talet, och kväve från början av 1 970-talet (Österblom et al 2007) - vilket ledde till kraftig algblomning
på våren och ökad ansamling av dött organiskt material vid bottnarna. Den syrekrävande bakteriella
nedbrytningen av det organiska materialet ledde till syrebrist i bottenzonen, utslagning av bottenfaunan,
och ökad utbredning av döda bottnar. Stratifieringen i Egentliga Östersjön med en haloklin som skiljer ett
tungt och salt bottenvatten från ett lättare och mindre salt ytvatten, försvårar vertikal omblandning och
syresättning av vattenmassan, vilket gör djupbottnarna särskilt sårbara för syrebrist. Det var övergödningens
inledning.
Länge trodde man att det som hänt var reversibelt, att det skulle rätta till sig bara näringsbelastningen
från land minskade. Men utvecklingen ser inte ut att gå att stoppa. Ökad utbredning av döda bottnar har
öppnat för interna redoxstyrda biogeokemiska processer där fosfor som tidigare varit permanent begravd
i bottensedimenten frigörs, kommer ut i bottenvattnet som fosfat, transporteras till ytvattnet och förstärker
övergödningen. Den interna cirkulationen av fosfor bedöms idag vara minst lika stor som den externa tillförseln
(Naturvårdsverket; Möjliga åtgärder…). Det finns stora förråd av fosfor i bottensedimenten från
tiden när bottnarna var syresatta, fosfor som kommit från land eller med saltvattensinflöden från
Västerhavet (Blomqvist & Rydin 2009). Tidigare, när Östersjön var näringsfattigt, var fosfor den begränsande
faktorn vid algblomningen på våren, men nuförtiden är det kväve i form av nitrat som begränsar.
Efter vårblomningen då allt nitratkväve bundits upp i fytoplanktonmassan finns det fosfor kvar i ytvattnet
som kvävefixerande cyanobakterier kan utnyttja. Följden har blivit ökad cyanobakterieblomning, mer
organiskt material vid bottnarna, förstärkt syrebrist och ännu mer fosfor som frisätts. Till det kommer cyanobakteriernas
kvävefixering, som idag tillför lika mycket kvävenäring till havet som länderna runt Östersjön
släpper ut (Naturvårdsverket 2008). Å andra sidan så försvinner också kväve genom
denitrifiering, en process som gynnas av syrebristen.
Övergödningen reglerar sig själv. I varje fall är det tydligt att mängden näringsämnen i Egentliga Östersjön
varierar oberoende av näringsbelastningen från land (Naturvårdsverket 2008), och enligt Vahtera et
al (2007) så omöjliggör för närvarande de kopplade cyklerna av syre, fosfor och kväve Östersjöns
återhämtning. På lång sikt hoppas man dock att problemen ska kunna bemästras, men det kommer att
krävas drastiskt minskade utsläpp av näringsämnen från alla länder runt Östersjön. Det finns också idéer
om att på konstlad väg snabba på återhämtningen, exempelvis genom omblandning under
salthaltssprångskiktet (Naturvårdsverket; Möjliga åtgärder…), eller genom att tillföra fosforbindande substanser
till Östersjöns bottnar (Blomqvist & Rydin 201 1 ), men om det är praktiskt genomförbart är osäkert.
Hur man än gör kommer kostnaderna att bli mycket höga, och några garantier för att åtgärderna ska
lyckas finns inte.
1

Kanske måste vi acceptera att miljön i Östersjön aldrig kommer att bli bättre. I varje fall inte inom
överskådlig tid. Övergödningen har varit känd i mer än ett halvt sekel och det har vidtagits en mängd åtgärder
men utvecklingen rullar på som om inget hänt. Att fosfatinbindning i megaskala, eller drastiskt
minskade näringsutsläpp skulle ändra den bilden är föga trolig. Det första förslaget visar snarast hur desperat
läget är, och det senare går inte att genomföra så länge vi har en befolkning som ökar och ett stort
behov av ett effektivt jordbruk. Men allt hopp är inte ute. Näringsutsläppens betydelse för övergödningen
kan vara ett villospår. Det finns annat som kan ha varit viktigare. Om det vill vi berätta.
Det var först när man insåg att Östersjön snabbt höll på att förändras på 1 960-talet som man kom igång
med systematiska miljöstudier. Vad som hänt dessförinnan är delvis höljt i dunkel. Teorierna kring övergödningens
orsaker bygger därför i huvudsak på mer eller mindre kvalificerade gissningar och på vad
bottensedimentprov kunnat berätta. Att det inte alltid varit så lätt visar uppgifterna kring näringsutsläppen.
Det har länge hetat att kväve- och fosforbelastningen från land ökat fyra respektive åtta gånger sedan
början av förra seklet. En senare rekonstruktion/modellstudie indikerar dock bara ett par tre gångers ökning
(Savchuk et al 2008).
I praktiken började övergödningen i slutet av 1 950-talet. Det visar studier av Egentliga Östersjöns laminerade
bottnar, d.v.s. varviga sediment som bildas där grävande bottenorganismer saknas för att syrehalten
är för låg. Ett varv motsvarar ett års sedimentnedfall, och antalet varv berättar om när syrebristen
startade. Genom att räkna varven i 29 borrkärnor från olika delar av Egentliga Östersjöns ackumulationsbottnar
har Jonsson et al (1 990) skapat en ungefärlig bild av hur övergödningen utvecklats. (Figur
1 ). Tecken på att något var på gång kom visserligen redan på 1 940-talet, men det var först i slutet av
1 950-talet som övergödningen tog fart på riktigt. Då började arean av laminerade bottnar att stiga i
rasande fart, med 1 400 km 2 per år i genomsnitt fram till 1 990! Vad var det som låg bakom denna plötsliga
förändring?
Figur 1 . Schematic illustration of the probable expansion of laminated surficial sediments during
the 20th century in the Baltic proper (Från: Jonsson et al 1 990)
2

Märkligt nog har den frågan aldrig väckt något större intresse. Kanske för att svaret har uppfattats som
självklart. Övergödningen startade för att de antropogena utsläppen av närsalter hade ökat. This increase
must have taken place largely after World War II and at an accelerated pace after about 1955-1960,
skriver exempelvis Elmgren (1 989). Men det finns några problem med den förklaringen:
1 . Som vi nämnde har närsaltsutsläppen nog inte ökat så mycket som man tidigare trott. Fosfortillförseln
till vattnen i Sverige uppskattas exempelvis bara ha stigit med drygt 20% mellan 1 950
och 1 970 (Naturvårdsverket 2004) och kväveutsläppen från jordbruket med måttliga 30% från
1 930 till 1 970 (Hoffman et al 2000).
2. Ökade/minskade utsläpp innebär heller inte automatiskt att belastningen på havet ökar/minskar.
I varje fall inte på kort sikt och knappast i den takt som antyds i Figur 1 . Under perioden 1 970-
1 993 var flodbelastningen av kväve och fosfor till Östersjön relativt konstant trots att det hade
skett stora förändringar i landanvändning, atmosfäriskt nedfall och avloppsrening (Stålnacke et
al 1 999). Likaså är näringsutflödena till Östersjön lika stora idag som de var i slutet av 1 980-talet
fast utsläppen till avrinningsområdena har minskat med 40% (HELCOM 2007). Avrinningsområdena
fungerar som en buffertzon, som jämnar ut toppar och dalar i näringsflödena till kusten.
3. Om näringsutsläppen skulle ha orsakat övergödningen så borde dessutom fosfat- och nitrathalten
i den eufotiska zonen i havet ha ökat tydligt innan utbredningen av döda bottnar tog fart. I stället
ser det ut som att det var bottnarna som ledde utvecklingen och närsalthalterna som följde efter
(Figur 2 och Figur 3). Mest uppenbart för nitrathalten men troligen sant också för fosfathalten.
(Tidsserierna för närsalthalterna är de tidigaste vi hittat). Det tycks som att halterna styrs av
arean av laminerade (syrefattiga) bottnar, snarare än av utsläppen från land. Så är det idag
(Conley et al 2002; Vahtera et al 2007). Varför annorlunda tidigare?
Figur 2. Vinterkoncentrationer av fosfat (μmol/l) i ytvatten vid stationerna BY1 5 (Gotlandsdjupet;
SCB 2000) och BY31 (Landsortsdjupet; Larsson & Anderson 2005), och utbredningen av laminerade
bottnar (tusen kvadratkilometer) i Egentliga Östersjön.
3

Figur 3. Vinterkoncentrationer av nitrat (μmol/l) i ytvatten vid stationerna BY1 5 (Gotlandsdjupet;
SCB 2000) och BY31 (Landsortsdjupet; Larsson & Anderson 2005), och utbredningen av laminerade
bottnar (tusen kvadratkilometer)i Egentliga Östersjön.
De antropogena utsläppen ser inte ut att ha spelat så stor roll för den snabba utvecklingen av övergödningen
efter 1 960. Ändå kretsar det mesta kring dessa utsläpp trots att det var mycket annat som
förändrades i Östersjöregionen under förra seklet, som att den 1 00-åriga flottningsepoken i Sverige och
Finland avslutades. Om det sägs inte ett ord. Vi har tidigare visat (www.skogochfisk.se) att avvecklingen
av flottningen sannolikt fick allvarliga konsekvenser för fisket, både i flottlederna och i Östersjön. Den kan
också ha haft betydelse för övergödningen. För som Figur 4 visar så finns det en påtaglig överensstämmelse
mellan kurvorna för årsvolymen i flottningen och arean av laminerade bottnar. Stoppsignalen för
flottningen ser närmast ut att vara startsignal för övergödningen. Men är det ett kausalt samband eller
bara tillfälligheternas spel?
Utan tvekan påverkade flottningen i Norrland och Finland miljön i hela Östersjön. Alla landväxter innehåller
den heterogena biopolymeren lignin. Inte minst träd, vars ved till 20-30% består av lignin. Under flottningsepoken
fanns det mängder med timmer, massaved, sjunktimmer, sjölagrat timmer, etc., i vattnen.
Allt försvann när verksamheten upphörde. Men spåren finns fortfarande kvar i Östersjöns sedimentbottnar.
4

Figur 4. Årsvolymer i flottningen i Sverige (miljoner kubikmeter; Nilsson et al 2005) och
utbredningen av laminerade bottnar i Egentliga Östersjön (tusen kvadratkilometer)
Figur 5 och 6 visar lignininnehållet i tre borrkärnor från Egentliga Östersjön, en från Gdanskbukten och
två från Gotlandsbassängen. Före analysen har proven fått reagera med kopparoxid. Ligninet bryts då
ner till enkla aromatiska föreningar som går lätt att analysera. V+S+C i Figur 6 står för summan av föreningarna
vanillin, vanilinsyra, syringaaldehyd, syringasyra, p-coumarsyra och ferulasyra. Ligninoxidationsprodukterna
i Figur 5 är i princip samma sak. I borrkärnan från Gdanskbassängen är ligninhalten
förhöjd i området 5-20 cm. Det stämmer med att ligninhalten ökade under senare halvan av 1 800-talet då
flottningen tog fart, och minskade efter 1 960 då den avvecklades. För sedimentkärnorna från Gotlandsbassängen
(Figur 6) hade det varit bra om de översta 50 cm presenterats mer i detalj, särskilt för multicore-kärnan
som har bäst kvalitet i det sedimentskiktet. Nu blir det hela hoptryckt och svåröverskådligt.
Det ser ändå ut som att mönstret är samma som i Gdanskbassängen.
Oxidationsprodukterna från lövträd och barrträd överensstämmer inte helt. Lignin från lövträd ger efter
kopparoxidbehandling både syringyl- och vanillylprodukter medan barrträd bara ger de senare. På så sätt
ger kvoten syringyl/vanillyl information om hur mycket av ligninet som kommer från lövträd respektive
från barrträd. Ökar kvoten betyder det att inslaget av barrträd har minskat, och minskar den så har barrträdsandelen
ökat. Kvotkurvorna i Figur 7, från tre borrkärnor från östra Gotlandsbassängen, stämmer
väl med att lignin från tall och gran ökar från mitten av 1 800-talet då flottningen expanderar, och minskar
efter 1 960 när den trappas ner. Tydligast i grafen längst till höger.
5

Figur 5. Lignin oxidation products in successive layers of the core I5/A00. Sedimentkärna från
Gdanskbassängen; 54°42.94′N/1 9°1 5.06′E; vattendjup 1 00 m. (Från Staniszewski et al 2001 )
Figur 6. Lignin oxidation product yields (μg g-1 sediment) for the kastencore (open symbols) and
multicore (solid symbols) samples plotted versus depth in core 20048-1 and 20007-1 .
Sedimentkärnor från Östra Gotlandsbassängen 57°23.1 4′N/20°1 5.51 ′E; vattendjup 241 m. (Från Miltner
et al 2005)
6

Figur 7. Sediment profiles of terrestrial plant biomarkers (lignin, syringin/vanillin ratio) in three
different cores from the eastern Gotland Basin. The right-hand side of each column indicates the
dominance of broadleaved woodland, the left-hand side the dominance of coniferous woodland in
the composition of the ligneous material. (Från: Lepie et al 2008. Tidsskalan till höger har bestämts
för core 280 290)
Att ligninhalten minskade när flottningen avvecklades kan ha haft stor betydelse för övergödningen. Man
har länge känt till att rötad råghalm har tillväxthämmande effekt på planktonalger, något som också används
som en billig och miljövänlig metod för bekämpning av störande algblomning i övergödda dammar,
kanaler och grunda sjöar (Geiger et al 2005; Ó hUallacháin & Fenton 201 0). Behandlingen stoppar nybildning
av alger, men slår inte ut de alger som redan finns. Råghalmsmetoden har testats i en lång rad
laboratorie- och fältförsök, och även om resultaten skiftar är det tydligt att ett brett spektrum av alger
berörs, som grönalger, kiselalger, dinoflagellater och cyanobakterier, och att hämningseffekten är
selektiv – vissa alger hämmas kraftigt, andra svagt eller inte alls, och några gynnas. Verkningsmekanismen
är omdiskuterad, men mycket tyder på att ligninet i halmen har en nyckelroll (Ó hUallacháin &
Fenton 201 0). Det stöds bl.a. av försök där råghalm ersatts med ved som behandlats med brunröte-, respektive
vitrötesvamp (Pillinger et al 1 995). Algtillväxten hämmades på samma sätt som tidigare, men
brunrötad ved med hög ligninhalt, gav betydligt bättre hämning än vitrötad ved där ligninhalten var låg.
(Nativt lignin går inte att isolera/renframställa och kunde därför inte användas).
7

Figur 8. The vertical distributions of cyanobacteria-specific pigments (myxoxanthophyll,
echinenone and xeaxanthin; μg g-1 dry sediment), and organic carbon (%) in the sediment from
the Gotland Basin (BCSIVB4). (Från Poutanen & Nikkilä 2001 ).
Då är det naturligtvis intressant att primärproduktionen i Egentliga Östersjön inte bara har ökat, utan
också radikalt stöpts om under övergödningen. För kiselalgsamhällets del kom första tecknen redan åren
kring 1 950-1 960 (Andrén et al 2000; ökad förekomst och förändrad artsammansättning i två borrkärnor
från Gotlandsbassängen), och den numer så vanliga cyanobakterieblomningen startade förmodligen
redan i slutet på 1 950-talet (Figur 8; utgående från färgpigmentmönstret i borrkärna från Gotlandsdjupet).
Cyanobakterieblomningen har sedan utvecklats till ett storskaligt gissel, medan kiselalgerna har minskat
och delvis konkurrerats ut av dinoflagellater (Klais et al 201 1 ). Olli et al (201 1 ) ger den här bilden av hur
sommarsamhällena av fytoplankton har förändrats under åren 1 966-2008:
The phytoplankton species community in the Baltic Sea today is not the same what it
was decades ago. Consequently, the whole Baltic Sea plankton community is not in a
steady state or equilibrium, but rather in a continuous change.
Artikelförfattarna noterar att det inte finns några tydliga kopplingar till näringsutvecklingen.
Det faktum att lignin har tillväxthämmande/reglerande effekt på växtplankton är ett stöd för att sambandet
mellan flottning och övergödning i Figur 4 är på riktigt. Så länge ligninhalten var hög var primärproduktion
begränsad. När flottningen avvecklades och ligninhalten minskade så ökade primärproduktionen och
övergödningen var igång. Effekten kan ha förstärkts av att avvecklingen gick hand i hand med ökad
vattenreglering i de gamla flottlederna. Mer lignin försvann i vattenkraftsdammar och regleringsmagasin
innan det nådde havet, särskilt partikulärt bundet lignin. Det betyder att det är viktigare att öka ligninhalten
än att minska näringsbelastningen om övergödningen ska bemästras. Att bara göra det senare
är troligen verkningslöst.
8

I ärlighetens namn ska sägas att det också finns frågetecken kring den här hypotesen, som att ligninhalten
ser ut att ha varit nästan var lika låg före flottningsepoken som efter, att arean av laminerade
bottnar ökade svagt innan avvecklingen av flottningen hade startat, och att vår teori är baserad på ett
tunt faktaunderlag. Vi tycker ändå det finns goda skäl att ta teorin på allvar. Exempelvis, hur sannolikt är
det att övergödningen bara av en slump tar fart just när flottningen avvecklades? Hypotesen borde dessutom
vara enkel att testa.
Avslutningsvis ska sägas att övergödningen hade kommit även om vi inte hade flottat. Fast mer smygande.
Det är exploateringen av landområdena runt Östersjön – av skogarna, sjöarna, vattendragen och
våtmarkerna – som är övergödningens moder. De omfattande flottledsrensningarna bidrog också, men
så här i efterhand går det att se att själva flottningen hade sina fördelar. Den höll ekosystemet under armarna
så länge den pågick och den har gett oss i Skandinavien en unik inblick i värdet av död ved i
vatten. För den skull önskar vi inte flottningen tillbaka, även om ligninhalten i Östersjön tvunget måste
höjas om miljön ska bli mer normal igen.
Vi tror det här är viktigt. Vad anser myndigheter och forskning?
9

Andersson PM, Andersson LS. Long term trends in the seas surrounding Sweden. Part one – Nutrients.
SMHI, Rapport 2006-34.
Andrén E, Andrén T, Kunzendorf H. Holocene history of the Baltic Sea as a background for assessing
records of human impact in the sediments of the Gotland Basin. The Holocen, 10, 687-702, 2000.
Blomqvist S, Rydin E. Hur fosforbindningen I Östersjöns bottensediment kan förstärkas.
Naturvårdsverket, Rapport 5914, 2009.
Blomqvist S, Rydin E. Förbättra fosforbindningen i Östersjöns bottnar. Kemisk tidskrift, 5, 31-34, 2011.
Conley DJ, Humborg C, Rahm L, Savchuk OG, Wulff F. Hypoxia in the Baltic Sea and Basin-scale
changes in phosphorus biogeochemistry. Environ Sci Technol, 36, 5315-5319, 2002.
Elmgren R. Man´s impact on the ecosystem of the Baltic Sea: Energy flows today and at the turn of the
century. Ambio, 18, 326-332, 1989.
Geiger S, Henry E, Hayes P, Haggard K. Barley straw – algae control literature analysis.
http://barleyworld.org/barleystraw/Barley%20Straw%20-
%20Algae%20Control%20Lit%20Anal%20Final.pdf
HELCOM. Towards a Baltic Sea unaffected by eutrophication. Overview 2007, 1 -35.
Hoffman M, Johnsson H, Gustafson A, Grimvall A. Leaching of nitrogen in Swedish agriculture – a
historic perspective. Agr Ecosys Environ, 80, 277-290, 2000.
Jonsson P, Carman R, Wulff F. Laminated sediments in the Baltic – a tool for evaluating nutrient mass
balances. Ambio 19, 152-158, 1990.
Klais R, Tamminen T, Kremp A, Spilling K, Olli K. Decadal-Scale Changes of dinoflagellates and diatoms
in the anomalous Baltic Sea spring bloom. PLos ONE, 6, 1-10, 2011.
Larsson U, Andersson L. Varför ökar inte kvävet när fosforn ökar? Miljötillståndet i egentliga Östersjön.
Rapport 2005, 37-40.
Leipe T, Dippner JW, Hille S, Voss M, Christiansen C, Bartholdy J. Environmental changes in the central
Baltic Sea during the past 1 000 years: inferences from sedimentary records, hydrography and climate.
Oceanologia, 50, 23-41, 2008.
Miltner A, Emeis K-C, Struck U, Leipe T, Voss M. Terrigenous organic matter in Holocene sediments
from the central Baltic Sea, NW Europe. Chem Geology, 216, 313-328, 2005.
Naturvårdsverket. Fosforutsläpp till vatten år 201 0. Rapport 5364, maj 2004.
Naturvårdsverket. Ingen övergödning. Underlagsrapport till fördjupad utvärdering av miljömålsarbetet.
Rapport 5840, juni 2008
Naturvårdsverket. Möjliga åtgärder och effekter för att minska fosforläckage från Östersjöns syrefria
bottnar. NV DNR: 806-390-06 F och DNR: 304-5453-07 Nh
1 0

Nilsson C et al (1 0 medförfattare). Forecasting environmental responses to restoration of rivers used as
log floatways: an interdisciplinary challenge. Ecosystems, 8, 779-800, 2005.
Ó hUallacháin D, Fenton O. Barley (Hordeum vulgare)-induced growth inhibition of algae: a review. J
Appl Phycol, 22, 651-658, 2010.
Olli K, Klais R, Tamminen T, Ptacnic R, Andersen T. Long term changes in the Baltic Sea phytoplankton
community. Boreal Env Res, 16, 3-14, 2011.
Pillinger JM, Gilmour I, Ridge I. Comparison of antialgal activity of brown-rotted and white-rotted wood
and in situ analysis of lignin. J Chem Ecol, 21, 1113-1125, 1995.
Poutanen E-L, Nikkilä K. Carotenoid pigments as tracers of cyanobacterial blooms in recent and
postglacial sediments of the Baltic Sea. Ambio, 30, 179-183, 2001.
Savchuk OP, Wulff F, Hille S, Humborg C, Pollehne F. The Baltic Sea a century ago – a construction
from model simulations, verified by observations. J Mar Sys, 24, 485-494, 2008.
SCB. Naturmiljön I siffror 2000. Havet s 158-163.
Schernewski G, Neumann T. The trophic state of the Baltic Sea a century ago: a model simulation study.
J. Mar. Sys. 53,109-124, 2005.
Staniszewski A, Lejman A, Pempkowiak J. Horizontal and vertical distribution of lignin in surface
sediments of the Gdansk Basin. Oceanologia, 43, 421-439, 2001.
Stålnacke P, Grimvall A, Sundblad K, Tonderski A. Estimation of riverine loads of nitrogen and
phosphorus to Baltic Sea, 1 970-1 993. Environ Monitor Asses, 58, 173-200, 1999.
Vahtera E, et al; 1 0 medförfattare. Internal ecosystem feedbacks enhance nitrogen-fixing cyanobacteria
blooms and complicate management in the Baltic Sea. Ambio, 36, 186-194, 2007.
Österblom H, Hansson S, Larsson U, Hjerne O, Wulff F, Elmgren R, Folke C. Human-induced trophic
cascades and ecological regime shifts in the Baltic Sea. Ecosystems, 10, 877-889, 2007.
1 1