mycket fosfor i östersjön ger Blomning av cyanobakterier

mycket fosfor i östersjön ger Blomning av cyanobakterier

De senaste somrarnas återkommande blomning av cyanobakterier i Östersjön har varit mycket besvärande. Vissa år har mer än halva Egentliga Östersjöns yta täckts av gulfärgad sörja. Fosfor har en avgörande roll för dessa bakterieblomningarnas omfattning, men även tillgången på kväve är av stor betydelse. Situationen försvåras av att Östersjön är en ineffektiv miljö för såväl utfällning som fastläggning av fosfor i bottnarna. Tillförlitlig kunskap om hur dessa näringsämnen omsätts och regleras är avgörande för att åtgärdsarbetet skall bli framgångsrikt. Här förklaras ekologiska samband och mekanismer som styr bakterieblomningarna. De återkommande sommarblomningarna av kolonibildande, fotosyntetiserande cyanobakterier i Östersjön är ett uppmärksammat miljöproblem [1-6]. En serie åtgärder måste nu vidtas för att på sikt undvika oacceptabelt kraftiga blomningar. När förvaltningsåtgärder skall utformas, bedömas och värderas krävs ingående kunskap om de processer och mekanismer som styr omsättningen av näringsämnen. Risken är annars att de vidtagna åtgärderna blir otillräckliga, missriktade eller t.o.m. förvärrar situationen. Omslagsbild: Satellitbild som visar en massförekomst av cyanobakterier i juli 2005: Under senare år har Egentliga Östersjön nästan varje sommar besvärats av blomningar av kolonibildande cyanobakterier. Foto: NASA. Bearbetning: Mati Kahru. Både kväve och fosfor avgör Blomningarna av cyanobakterier gynnas av god tillgång på biotillgänglig fosfor, låg halt oorganiskt kväve och varmt vatten [7-11]. För kraftig blomning krävs höga fosforhalter. Många arter av cyanobakterier kan som kvävekälla utnyttja (fixera) kvävgas som finns löst i vattnet, vilket ger dem en konkurrensfördel gentemot andra fotosyntetiserande plankton när kvävehalterna i vattnet är låga. Via cyanobakteriernas kvävefixering kan stora mängder kväve göras biologiskt tillgängligt. Kvävefixerande cyanobakterierna kan tillföra Egentliga Östersjön 200 000 400 000 ton kväve per år, vilket kan vara nästan lika mycket som den antropogena kvävetillförseln [8-9, 12]. För att förstå blomningarnas orsaker krävs god insikt i

de naturgivna mekanismer som styr och reglerar tillgången av såväl fosfor som kväve i Östersjön, särskilt i det ytnära vattnet där blomningarna utvecklas. Tillgängligt fosfor Hur mycket fosfor cyanobakterierna har tillgång till styrs av skillnaden mellan tillförsel till och förlust ur vattnet. Två källor står för huvuddelen av tillförseln, nämligen biogeokemisk frisättning från bottensediment, särskilt i syrefria områden [13 14], samt nedbrytning av döda plankton och annat organiskt material som återför näringsämnena i biotillgänglig form till vattnet. Fosfor som frisatts från djupare belägna bottnar förs upp av uppvällande bottenvatten och blir tillgänglig i ytlagret. Betydelsefullt är också var nedbrytning av organiskt material sker. Hinner nedbrytningen ske i det vindomblandade ytlagret blir fosforn genast tillgänglig för cyanobakterierna, men om nedbrytningen sker på djupare nivåer i vattnet måste även detta fosfor först föras upp mot ytan, innan cyanobakterierna kan tillgodogöra sig näringsämnet. I kustnära områden tillförs fosfor även från landavrinning, avlopp och industriutsläpp. Ineffektiv utfällning av fosfor För att fosfor skall försvinna från vattnet krävs effektiva mekanismer för utfällning och långsiktig fastläggning i bottnarna. Frågan är vad som styr detta i Östersjön. Förutom via sedimentation av organiskt material kan fosfor bindas upp och fällas ut som järnkomplex under syresatta förhållanden [15], eller fällas ut som apatitmineral [16]. Bildning av apatit anges ofta som den process som långsiktigt begraver fosfor i havsbottnar [17-18]. Studier av Egentliga Östersjön visar att miljön är ogynnsam för båda dessa fällningsmekanismer. Järntillgången i Östersjön räcker inte till för att binda upp vattenmassans lösta fosfor [19]. Utfällningen blir ofullständig, vilket gynnar produktionen av cyanobakterier. Dessutom löses järnfällningarna upp vid syrebrist, vilket leder till att fosfor frisätts när syreförhållandena försämras. Vad gäller utfällningen av apatit finns det t.o.m. skäl att ifrågasätta om den överhuvudtaget förekommer i Egentliga Östersjön, eftersom apatitbildningen hämmas starkt av havsvattnets innehåll av magnesiumjoner [20]. Egentliga Östersjön är med andra ord en av naturliga skäl ineffektiv fastläggningsmiljö för fosfor, vilket är en viktig orsak till de kraftiga blomningarna av cyanobakterier. Nyligen presenterade budgetberäkningar indikerar i stället att en stor mängd fosfor transporteras norrut och fälls ut i Bottniska viken [21]. Haltminskningen dröjer Människans årliga utsläpp av fosfor till Östersjön motsvarar bara några få procent av den totala mängden fosfor i vattnet [14]. Årligen tillförs 34 500 ton fosfor (från kringliggande naturliga och antropogena källor) till Östersjön som helhet [22], att jämföras med de 300 000 700 000 ton, som finns i havsområdets vatten. Ovetande om den stora näringsämnesmängd som naturligt cirkulerar är det lätt att förledas tro att minskade fosforutsläpp tämligen snart bör leda till minskade blomningar av cyanobakterier, men så blir sannolikt inte fallet annat än i kustnära områden med lokal förhöjning av fosforkoncentrationen. Eftersom endast små fosformängder begravs permanent i bottnarna kommer den stora mängden fosfor i vattnet att minska mycket långsamt, även om den externa tillförseln stryps [23].

Vårblomning av växtplankton Sommarblomning av cyanobakterier N P När tillgången på kväve avtar dör algerna och faller till botten. P Frisättning av fosfor från bottensediment som efter månader till år når ytvattnet. Syrefria bottnar Årstidsdynamik och näringsämnesbegränsning: Höga kvävehalter (N) i vattnet efter vintern leder till ökad vårblomning, vilket indirekt leder tillökad blomning av cyanobakterier sommartid, även om den direkta orsaken till de kraftiga sommarblomningarna är höga fosforhalter (P). Förklaringen är att algerna som blommat på våren sedimenterar ner till bottnarna, och där orsakar ökad frisättning av fosfor från bottensedimenten till vattnet. Vissa arter av cyanobakterier är giftbildande, och har t.o.m. orsakat dödsfall hos hundar som druckit havsvattnet.

Ond cirkel Ansträngningarna att minska sommarblomningar av cyanobakterier i Östersjön bör därför inriktas mot att minska den mängd fosfor som är i omlopp i vattnet, d.v.s. den ackumulerade fosfor som frisätts när bottensedimenten blir syrefria. Avgörande för utbredningen av syrefria bottnar är dels ganska sällsynta inflöden av syrerikt bottenvatten från Västerhavet (händelser som människan inte kan styra), dels mängden organiskt material som tillförs via sedimentation. Hur mycket organiskt material som sedimenterar beror främst på hur stor vårblomningen är [24], vilket bestäms av tillgången på kväve [25]. När vattenmassan tömts på biotillgängligt kväve upphör nämligen vårblomningen. De planktonalger som blommar och sedimenterar om våren saknar förmågan att fixera kväve och är därför helt beroende av det kväve som finns tillgängligt i vattnet. Vårens kvävetillgång är ett resultat av flera faktorer. Osäkerhet råder om hur mycket fixerat kväve som når bottnarna, men det mesta tyder på att andelen är liten. Påpekas bör också att cyanobakterierna lätt bryts ned i vattenpelaren [26]. En stor sommarblomning av kvävefixerande cyanobakterier kan således resultera i förhöjda kvävemängder i vattenmassan nästföljande vår. Kvävet tas upp av vårens algblomning, varvid sedimentationen ökar. Därmed ökar utbredningen av syrefria bottnar en ond cirkel är sluten [27]. Det som vid första påseendet föreföll vara ett fosforproblem beror i själva verket på omsättningen av både kväve och fosfor i Östersjön. Framtiden För att i framtiden minska de nu intensiva sommarblomningarna av cyanobakterier i Östersjön måste en långsiktig och målmedveten strategi för att minska fosforläckaget till havsmiljön kombineras med minskade utsläpp av kväve. Detta för att begränsa vårblomningens omfattning och den åtföljande pulsen av fosfor som frisätts från bottensedimenten. Vidare finns det anledning att i vissa havsområden på försök undersöka ännu oprövade alternativ, t.ex. aktivt (på kemisk väg) fastlägga (inaktivera) fosfor i bottensedimenten, i likhet med vad som framgångsrikt praktiserats i vissa sötvattensjöar. Om dessa åtgärder förenas bör det leda till att den totala fosfortillgången reduceras. Därigenom minskar förekomst av cyanobakterier, vilket då även begränsar mängden kväve som fixeras i Östersjön på biologisk väg. Bättre kunnande Minskningen av den externa fosfor- och kvävebelastningen på Östersjön bör gå hand i hand. Det finns även skäl att undersöka möjligheterna till att aktivt förstärka fastläggningen av fosfor i bottnarna, framför allt i vissa kustområden. Hur detta skall ske måste grundas på faktisk kunskap om hur näringsämnena regleras och samspelar. Bättre kunskap om mekanismer och processer för hur kväve och fosfor omsätts behövs för framgångsrikt åtgärdsarbete, så att obehagliga massförekomster av cyanobakterier sommartid åter kan bli sällsynta i Östersjön.

Ordlista Antropogen mänskligt orsakad. Apatit grupp av fosforrika mineral vars kemiska grundformel är Ca 5 (PO 4 ) 3 OH. Dominerande antropogena fosforkällor i Östersjöns avrinningsområde: areella näringar (jord/skogsbruk), avlopp och industriutsläpp. Biologisk kvävefixering bakteriell omvandling (reduktion) av kvävgas (N 2 ) till föreningar som innehåller aminogrupp ( NH 2 ). Västerhavet Östersjön Cyanobakterie Kallades tidigare blågröna alger. Alla är emellertid inte blågröna, och de är inte alger utan bakterier. Flera arter är giftiga, och vid masstillväxt uppkommer det som allmänt kallas algblomning. Plankton organism vars position i vattenmassan i huvudsak styrs av rådande vattenrörelser. Primärproduktion reduktion av koldioxid till organiska kolföreningar, som utförs av växter och bakterier. Sker huvudsakligen genom fotosyntes, d.v.s. med ljus som energikälla. Östersjöns vattenutbyte är av topografiska skäl starkt begränsat och påminner om förhållandena i en fjord. Utsötat (lätt) ytnära vatten, främst från älvar, strömmar ut genom Öresund och de danska Bälten. Över tröskeln möter vattnet saltare (tyngre), inströmmande havsvatten från Västerhavet. Uppvällning process som i avgränsade områden för upp bottenvatten och vatten från djupare nivåer mot ytan. Styrs av den övergripande vattencirkulationen i Östersjön (i viss mån även i Nordsjön), samt av lokala vind- och strömförhållanden.

Referenser [1] SOU 2003:72. Havet tid för en ny strategi. Havsmiljökommissionen. 273 pp. [2] NV 2003, Ingen övergödning. Rapport 5319, Naturvårdsverket, Stockholm. 154 pp. [3] Bernes, C. 2005. Förändringar under ytan. Monitor 19, Naturvårdsverket, Stockholm. 192 pp. [4] Boesch, D., Hecky, R., O Melia, C., Schindler, D. & Seitzinger, S., 2006. Eutrophication of Swedish Seas. Report 5509, Naturvårdsverket, Stockholm. 67 pp. [5] Formas 2006. Östersjön hot och hopp. Formas Fokuserar 9, Stockholm. 264 pp. [6] NV 2006. Övergödning av Svergies kuster och hav. Rapport 5587, Naturvårdsverket, Stockholm. 38 pp. [7] Wasmund, N., 1997. Occurrence of cyanobacterial blooms in the Baltic Sea in relation to environmental conditions. Internationale Revue der gesamten Hydrobiologie 82: 169-184. [8] Larsson, U., Hajdu, S., Walve, J. & Elmgren, R., 2001. Baltic Sea nitrogen fixation estimated from the summer increase in upper mixed layer total nitrogen. Limnology and Oceanography 46: 811-820. [9] Wasmund, N., Voss, M. & Lochte, K., 2001. Evidence of nitrogen fixation by nonheterocystous cyanobacteria in the Baltic Sea and re-calculation of a budget of nitrogen fixation. Marine Ecology Progress Series 214: 1-14. [10] Moisander, P.H., Steppe, T.F., Hall, N.S., Kuparinen, J. & Paerl, H.W., 2003. Variability in nitrogen and phosphorus limitation for Baltic Sea phytoplankton during nitrogenfixing cyanobacterial blooms. Marine Ecology Progress Series 262: 81-95. [11] Nausch, M., Nausch, G. & Wasmund, N., 2004. Phosphorus dynamics during the transition from nitrogen to phosphate limitation in the central Baltic Sea. Marine Ecology Progress Series 266: 15-25. [12] Rolff, C., Almesjö, L. & Elmgren, R., 2007. Nitrogen fixation and the abundance of the diazotrophic cyanobacterium Aphanizomenon sp. in the Baltic Proper. Marine Ecology Progress Series 332: 107-118. [13] Emeis, K.-C., Struck, U., Leipe, T., Pollehne, F., Kunzendorf, H. & Christiansen, C., 2000. Changes in the C, N, P burial rates in some Baltic Sea sediments over the last 150 years relevance to P regeneration rates and the phosphorus cycle. Marine Geology 167: 43-59. [14] Conley, D.J., Humborg, C., Rahm, L., Savchuk, O.P. & Wulff, F., 2002. Hypoxia in the Baltic Sea and basin-scale changes in phosphorus biogeochemistry. Environmental Science & Technology 36: 5315-5320. [15] Gunnars, A., Blomqvist, S., Johansson, P. & Andersson, C., 2002. Formation of Fe(III) oxyhydroxide colloids in freshwater and brackish seawater, with incorporation of phosphate and calcium. Geochimica et Cosmochimica Acta 66: 745-758. [16] Carman, R. & Rahm, L., 1997. Early diagenesis and chemical characteristics of interstitial water and sediments in the deep deposition bottoms of the Baltic proper. Journal of Sea Research 37: 25-47. [17] Ruttenberg, K.C., 1993. Reassessment of the oceanic residence time of phosphorus. Chemical Geology 107: 405-409. [18] Krajewski, K.P., Van Cappellen, P., Trichet, J., Kuhn, O., Lucas, J., Martín-Algarra, A., Prévôt, L., Tewari, V.C., Gaspar, L., Knight, R.I. & Lamboy, M., 1994. Biological processes and apatite formation in sedimentary environments. Ecologae geologicae Helvetiae 87: 701-745. [19] Blomqvist, S. Gunnars, A. & Elmgren, R., 2004. Why the limiting nutrient differs between temperate coastal seas and freshwater lakes: A matter of salt. Limnology and Oceanography 49: 2236-2231. [20] Gunnars, A., Blomqvist, S. & Martinsson, C., 2004. Inorganic formation of apatite in brackish seawater from the Baltic Sea: An experimental approach. Marine Chemistry 91: 15-26. [21] Savchuk, O.P., 2005. Resolving the Baltic Sea into seven subbasins: N and P budgets for 1991 1999. Journal of Marine Systems 56: 1-15. [22] Helsingforskommissionen, 2005. Nutrient pollution to the Baltic Sea in 2000. Baltic Sea Environment Proceedings No. 100, Helsingfors. 22 pp. [23] Savchuk, O.P. & Wulff, F. 2007. Modeling the Baltic Sea eutrophication in a decision support system. Ambio 36: 141-148. [24] Blomqvist, S. & Heiskanen, A.-S., 2001. The challenge of sedimentation in the Baltic Sea. I: Wulff, F., Rahm, R. & Larsson P. (red.), A Systems Analysis of the Baltic Sea, pp. 211-227. Ecological Studies 148, Springer-Verlag, Berlin. [25] Granéli, E., Wallström, K., Larsson, U., Granéli, W. & Elmgren, R., 1990. Nutrient limitation of primary production in the Baltic Sea area. Ambio 19:142-151. [26] Sellner, K.G., 1992. Trophodynamics of marine cyanobacteria blooms. I: Carpenter, E.J. Capone, D.G. & Rueter, J.G. (red.), Marine Pelagic Cyanobacteria: Trichodesmium and other Diazotrophs, pp. 75-94. NATO ASI Series C362, Kluwer Academic Publisher, Dordrecht. [27] Vahtera, E., Conley, D.J. Gustafsson, B.G., Kuosa, H., Pitkänen, H., Savchuk, O.P., Tamminen, T., Viitasalo, M., Voss, M., Wasmund, N. & Wulff, F., 2007. Internal ecosystem feedbacks enhance nitrogen-fixing cyanobacteria blooms and complicate management in the Baltic Sea. Ambio 36: 186-194.

En skrift från Sveriges tre marina forskningscentrum vid universiteten i Umeå, Stockholm och Göteborg. Skriften är producerad av Umeå marina forskningscentrum, med stöd från Naturvårdsverket. text Sven Blomqvist och Anneli Gunnars illustrationer Hans Sjögren foto NASA, bearbetning Mati Kahru kontakt Sven Blomqvist, Systemekologiska institutionen, Stockholms universitet telefon 08-16 42 60 e-post sven.blomqvist@ecology.su.se layout Print & Media, Umeå universitet, Umeå 2007 Print & Media 2007: 2003232. Nya Tryckeri City, Umeå