2. De tre stora miljöhoten mot Östersjön

2. De tre stora miljöhoten mot Östersjön Varför är den tilltagande närsaltsbelastningen av kväve och fosfor som illustreras i fig. 1 ett miljöproblem? Och hur stort är detta miljöhot jämfört med andra hot? Dessa två frågor skall diskuteras i detta avsnitt. 2.1. Övergödningen Fig. 2 visar hur arealen laminerade sediment ökat i egentliga Östersjön (= Baltic proper; se fig. 3, som ger en namnkarta). För ca 50 år sedan fanns det ca 18,000 km 2 bottnar i egentliga Östersjön med laminerade sediment. Nu finns ca 70,000 km 2 (som en jämförelse kan sägas att Vänern är ca 5600 km 2 ). Vad spelar detta för roll? Laminerade sediment bildas då följande sekvens av händelser inträffar (se fig. 4). Då belastningen av närsalter ökar, ökar primärproduktionen, dvs. produktionen av växtplankton, bottenlevande alger (bentiska alger) och strandvegetation (makrofyter). Detta betyder i sin tur en ökad mängd organiskt material i vattenmassan och på bottnarna (sedimenten). Detta betyder att bakterierna, vars jobb det är att bryta ned organiskt material, får mer föda och ökar i biomassa. Vid den bakteriella nedbrytningen av organiskt material åtgår syre. Om syretäringen blir stor kommer syrgaskoncentrationen till slut att underskrida 2 mg/l. Då dör de flesta typer av bottenlevande djur, dvs. en mycket viktig funktionell grupp av organismer, som är stapelföda för flera fiskarter och vars "jobb" det är att äta bentiska alger, makrofyter och sediment. Man kan räkna med att i många miljöer passerar sedimenten genom bottendjurens matsmältningssystem upp till sju gånger. Bottensedimenten är således en slags avföring och bottenfaunans verksamhet skapar en stor omrörning av sedimenten (= bioturbation). Då bottendjuren dör, upphör bioturbationen och laminerade sedimentlager bildas, där tjockare, ljusare sommarlager varvas med mörkare, tunnare vinterlager. Laminerade sediment visar alltså på förekomsten av döda bottnar, där inga högre djur finns, utan främst bakterier. 15

Fig. 1. Närsaltshalter (fosfat och nitrat; i µmol) i egentliga Östersjön från slutet av 1950- talet till år 2001. Från Naturvårdsverkets hemsida (http://www.environ.se). 80000 70000 60000 Recently laminated 50000 Area (km2) 40000 30000 20000 Naturally laminated 10000 0 1900 1910 1920 1930 1940 1950 1960 1970 1980 1990 Time Fig. 2. Utvecklingen av laminerade bottnar i egentliga Östersjön under 1990-talet. Från Jonsson (1992). Tabell 1 visar att närsalterna framförallt kommer från tillflödande vattendrag. Betydligt mindre närsaltsflöden kan kopplas till utsläpp från urbana områden, industrier och mycket lite från andra typer av punktkällor, som t.ex. fiskodlingar. Notera att siffrorna i tabell 1 rör Sverige, men att motsvarande storleksordningar mellan de olika källorna föreligger också för 16

Fig. 3. Namnkarta för Östersjön och använda förkortningar för de tre viktigaste delområdena, egentliga Östersjön (BP), Bottenhavet (BS) och Bottenviken (BB). andra östersjöländer. Tabell 2 ger data på närsaltsflöden från olika länder och transportvägar. Att identifiera stora och små flöden är själva grunden i all massbalansanalys. Ett närsaltsflöde definieras av produkten Q C, där Q är vattentransporten (= vattenföringen ofta i m 3 /s) och C är närsaltskoncentrationen (ofta i mg/m 3 = µg/l). Det betyder att flödet ges i mg/s, vilket lätt kan omvandlas t.ex. till ton/år. Fig. 5 visar att det ofta föreligger en markant samvariation mellan totalkoncentrationerna av kväve (TN) och fosfor (TP) i Östersjöns kustområden och tillflöden. I tabell 3 ges en sammanställning av typiska vattenföringar i de största tillflödena till Östersjön. Man kan konstatera att de största vattenföringarna förekommer från floderna Neva (Ryssland) och Vistula (Polen). Det betyder att utifrån ett massbalansperspektiv är det viktigast att reducera närsaltstransporten i dessa floder, speciellt då den antropogena delen, som främst rör avrinningen från jordbruksmark. Fig. 6 ger i 17

Marine eutrophication Nutrients (phosphorus and nitrogen) Areas with low oxygen concentrations (< 2 mg/l) Areas with laminated sediments and no bottom fauna Sweden Finland Normal conditions Transition zone Polluted zone Very polluted zone Poland Germany Fig. 4. Illustration of utbredningen av laminerade sediment i egentliga Östersjön, och av områden på Västkusten där det periodvis under senare delan av 1900-talet förekommit att syrgashalten i bottenvattnet understigit 2 mg/l, samt illustration av sambandet mellan ökad produktion av organisk material, ökad syretäring, minskad syrgaskoncentration och påverkan på bottenlivet (från Pearson and Rosenberg, 1976 och Håkanson, 1999). övergripande termer information om olika källor som styr närsaltsflöden till vatten. Ur åtgärdssynpunkt är det viktigt att skilja på stora och små flöden, på naturliga och antropogena flöden och på punktkällor och diffusa källor. Det är också viktigt att skilja på ideala effektvariabler, som beskriver produktion och biomassa hos funktionella nyckelarter, som det ofta är svårt att bestämma, och operationella effektvariabler, som är det bästa praktiska (mest operationella) alternativet. I övergödningssammanhang används ofta (se fig. 6) just syrgaskoncentrationen i bottenvattnet som operationell effektvariabel eftersom den direkt kan kopplas till överlevnad av bottendjur (som funktionell nyckelgrupp), eller klorofyllkoncentrationen, som beskriver primärproduktionen, eller siktdjupet, som beskriver vattnets klarhet, vilken har stor betydelse för primärproduktionen och för vattenkvaliteten. 18

Tabell 1. Transport av närsalter till svenska kustområden och miljömål. Från SNV (1993). From Sweden Total nitrogen (tons/yr) Total phosphorus (tons/yr) 1985 1987 1990 1985 1987 1990 Rivers, natural 50,600 50,600 50,600 2060 2060 2060 Rivers, anthropogenous 62,700 54,000 47,370 1400 1460 1360 Urban coastal emissions 14,,620 14,300 15,150 835 770 575 Coastal industrial emissions 3170 4500 4315 850 750 545 Coastal fish farms 180 200 405 25 30 60 input 131,270 123,600 117,840 5170 5070 4600 Swedish goal 101,200 4120 HELCOM goal 87,100 3565 Tabell 2. Tillförseln av kväve och fosfor till egentliga Östersjön, medelvärde för perioden 1982-1987. Från SNV (1993). Total-N Total-P tons % tons % Sweden 44,300 6 1780 5 Baltic states 72,600 10 1890 5 Poland 109,900 5 19,100 52 Germany 20,000 3 2750 7 Denmark 51,000 7 7860 22 Precipitation 289,900 41 3420 9 Nitrogen fixation 130,000 18 - - Ett klart vatten uppfattas också av allmänheten som mer attraktivt ur rekreationssynpunkt än ett grumligt. 2.2. Förgiftningen Det andra stora kemiska miljöhotet i Östersjön är förgiftningen, främst av organiska miljögifter. Metaller och radioaktiva ämnen utgör mindre problem i Östersjön. I slutet av detta avsnitt skall vi genomföra en analys för att rangordna kemiska miljöhot. Tabell 4 ger en sammanställning av organiska miljögifter, varav dioxiner i fisk för närvarande torde vara det mest omdiskuterade. Speciellt fet fisk som lax, sik och strömming innehåller ofta så höga halter av dioxiner att kostrekommendationer införts såväl från EU som från flera stater kring Östersjön. 19

Fig. 5. Sambandet mellan koncentrationer av totalkväve (TN) och totalfosfor (TP) i Östersjöns kustområden och tillflöden. I figuren anges också regressionslinjen och grundläggande statistik (r 2 -värdet = den statistiska förklaringsgraden, r = korrelations- koefficienten, n = antal prov i regressionen och p = den statistiska säkerheten). Data från Wallin et al. (1992), Meeuwig et al. (2000) och Nordvarg (2001). Tabell 3. Tillrinningsområdenas storlek (ADA), medelvattenföring (Q) och specifik avrinning (q) från de största tillflödena till Östersjön. Från Voipio (1981). River ADA (km 2 ) Q (m 3 /sec) q (l/sec km 2 ) Neva 281,100 2600 9.25 Vistula 193,910 954 4.92 Daugava 87,900 688 7.83 Nemunas 98,200 674 6.86 Kemijoki 51,400 581 11.3 Luleälv 25,250 477 18.9 Detta har fått många yrkesfiskare och fiskkonsumenter att se dystert på framtiden, men av olika anledningar. Yrkesfiskarna vill i allmänhet inte ha några kostrekommendationer eftersom det minskar efterfrågan och priset på fisk, medan allmänheten sannolikt främst vill ha giftfri fisk. Det finns ganska långa tidsserier vad gäller t.ex. totalhalten PCB i strömming från Östersjön (se fig. 7) och från sådana tidsserier kan man få viktig information om omsättningen av PCB och andra organiska miljögifter i Östersjön. Användningen av PCB förbjöds i mitten av 1970-talet, men detta förbud har sannolikt inte efterlevts speciellt effektivt i länderna i det forna Sovjetunionen. Man kan konstatera att den ekologiska 20

Bedrocks Morphometry Target effect variables Precipitation Soils Vegetation Direct load Natural load Anthropogenic load Concentration of nutrients (N and P) Internal load Winds Operational effect indicators Oxygen concentration Predatory fish Small fish Land use Population/ Urban areas Industry/ Traffic Zooplankton Chlorophyll-a Phytoplankton Secchi depth Bottom fauna Fig. 6. Schematisk illustration av vilka faktorer som påverkar närsaltsflödena till ett vattensystem. Notera skillnaden mellan ideala effektvariabler (target effect variables), som rör produktion och biomassa hos funktionella nyckelarter eller grupper av organismer, som kan vara svårt att bestämma, och operationella effektvariabler, som kan bestämmas med förhållandevis enkla metoder. Från Håkanson (1999). halveringstiden för PCB i fet östersjöfisk ligger på ca 6 år, men den siffran är osäker. Den ekologiska halveringstiden beskriver hur halten minskar i ekosystemet om giftutsläppen upphör. Den beror således på såväl tillförsel som på omsättningen av giftet i hela systemet. Den speglar således giftets metabolism i ekosystemet på samma sätt som den biologiska halveringstiden speglar giftets omsättningstid i organismen. Flera faktorer påverkar omsättningen av miljögifter i fisk. Naturligtvis ökar halten PCB, dioxin eller kvicksilver då belastningen av substansen ökar (om allt annat är konstant), men man brukar också tala om tre olika utspädningseffekter: 1. Vanlig vattenutspädning, som kan verka på två sätt, dels ger en ökad vattenvolym minskad koncentration eftersom koncentrationen är mängden gift per volymenhet (mg X/m 3 ), dels kan en ändrad volym påverka substansens omsättning och kvarhållning (= reten- 21

Fig. 7. Empiriska data som visar hur totalhalten PCB samt en förekomstform av PCB (PCB, CB-153) varierar i strömming fångad utanför Landsort i egentliga Östersjön efter det att PCB förbjöds i mitten av 1970-talet. Från Östersjön (1993). Tabell 4. Olika vanliga organiska miljögifter. TOCl: total organically bound chlorine AOX: adsorbed organically bound halogens EOCl: extractable organically bound chlorine EPOCl: extractable (acid-)persistent organically bound chlorine dioxins: PCDD or polychlorinated dibenso dioxins; and furanes; there are many dioxins and furanes, of which, "the dirty dozen", are considered of special interest in ecotoxicology PCB: polychlorinated biphenyls; lipophilic substances used, e.g., in oils; certain forms, like planar-pcbs are considered to be responsible for the sterility of Baltic seals DDT: dichloro-diphenylchloro-methylmethane; this group includes, e.g., lindane, aldrine, dieldrine and DDE, all wellknown from R. Carson's book "Silent spring" HCB: hexachlorobensene HCH: hexachlorocyclohexane. tion) i systemet. Fig. 8 illustrerar dessa principer. Här har vi valt att modellera den totala PCB-halten i strömming i egentliga Östersjön som i stora drag överensstämmer med de värden som gavs i fig. 7. Vi har då en referenssituation (kurva 1), som ger de maximala PCB-värdena omkring 1980 under antagande att den situationen hålls oförändrat fram till år 2010. Om man rent hypotetiskt ökade vattenvolymen med 50% år 1980 (dvs. vattenutspädning så som skulle kunna ske i en vattenreservoar), så reduceras PCB-halten enligt kurva 2. Naturligtvis är inte detta ett realistiskt åtgärdsscenario för Östersjön. 22

Fig. 8. Illustration av hur vattenutspädning (kurvorna 2 och 3), biologisk utspädning (kurva 4), kemisk utspädning (kurva 6) och minskning av PCB-koncentrationen i Östersjöns vatten skulle kunna påverka PCB-halten i strömming i förhållande till de maximala nivåer som rådde omkring 1980 (kurva 1). Notera att dessa simuleringar gjorts för att illustrera grundläggande principer om att olika faktorer kan påverka halterna miljögift i fisk. Det enda realistiska åtgärden för att reducera halten PCB, dioxin och andra miljögifter i fisk i Östersjön är att reducera giftflödena, och om detta görs kommer gifthalterna i fisk sannolikt att minska med en ekologisk halveringstid på ca 6 år. Dessa modellberäkningar har gjorts med en modell för organiskt kvicksilver som anpassats till PCB i strömming i Östersjön (modellen från Håkanson, 1999). Man kan också konstatera att PCB omsätts ganska långsamt i Östersjön och att det tar ca 5 ekologiska halveringstider (om 6 år) för att nå en ny längre stabil PCB-halt i strömming. Kurva 3 ger motsvarande simulering där vattenutspädningen också får påverka retentionen (kvarhållningen) av PCB i egentliga Östersjön genom att den ekologiska halveringstiden ändrats från 6 till 9 år. Detta ger en långsammare anpassning till den nya dynamiska jämnviktsnivån. Den ekologiska halveringstiden av gifter i Östersjön kan t.ex. påverkas av ändrade temperaturförhållanden. 2. Biologisk utspädning. Definitionsmässigt gäller att en koncentration av ett gift i fiskbiomassa anges som mg X/kg biomassa. Det vill säga att om giftmängden i Östersjön är konstant kommer koncentrationen inte bara i fiskbiomassa utan i all biomassa att bero på produktionen av biomassa. Denna biomassa beror i sin tur på närsaltsbelastningen som reglerar såväl primärproduktionen som sekundärproduktionen av djurplankton och produktionen av fisk som äter djurplankton och bottendjur. Det vill säga, övergödningssituationen i Östersjön är intimt och matematiskt kopplad till giftsituationen i fisk. Detta illustreras hypotetiskt av kurva 4 i fig. 8. I detta fall har vi gjort en simulering av PCB-halten i strömming och antagit att fosforkoncentrationen i egentliga Östersjön år 1980 plötsligt ökade från 10 µg/l till dagens läge på ca 20 µg/l. Detta skulle reducera PCB-halten i 23

strömming markant, från ca 3 till ca 1.5 µg PCB per gram fett. Omvänt gäller också: Reducerar man närsaltsbelastningen på Östersjön kommer gifthalterna i biota att öka om man inte samtidigt reducerar giftbelastningen. Detta illustrerar således att miljöproblemen hänger ihop. 3. Kemisk utspädning. Det är väldokumenterat att substanser som liknar varandra kemiskt konkurrerar om att bindas till partiklar eller att tas upp i biologiskt material (via cellmembran). Kända så kallade antagonistpar är t.ex. kalium som motverkar radiocesium, kalcium som motverkar radiostrontium eller selen som motverkar kvicksilver. Den kemiska utspädningen påverkar den så kallade biokoncentrationsfaktorn som reglerar bioupptaget av gifter från vattenfasen. Kurva 6 i fig. 8 illustrerar vad som sannolikt händer med PCB i strömming om biokoncentrationsfaktorn reduceras med 75% år 1980. Ur åtgärdssynpunkt är det i praktiken endast två alternativ som finns tillgängliga, att reducera giftbelastningen och/eller att öka närsaltsbelastningen. Men eftersom det föreligger ett stort övergödningsproblem i Östersjön (se tabell 5) är endast det första alternativet acceptabelt. Det betyder att närsaltsreduktionen och giftreduktionen måste ske parallellt. 2.3. Utfiskningen Det grundläggande problemet vad gäller utfiskningen är kopplat till sättet att sätta fångstkvoter och hur dessa efterlevs. Från fiskeribiologiskt håll är man idag tämligen överens om att uttaget av t.ex. torsk i Östersjön är för stort (se fig. 9) och en viktig förklaring till att beståndet av torsk minskat drastiskt. Många yrkesfiskare motsätter sig dock denna tolkning. Och så har debatten gått i Sverige, liksom i flera länder där viktiga fiskarter reducerats eller 24

Fig. 9. Mängd torsk landad i Sverige sedan 1970. Data från Fiskeriverket (2002), se http://www.fiskeriverket.se/dokument/statistik/statistik_2000.pdf. försvunnit (t.ex. vid Kanadas atlantkust). Åtgärder sätts nästan alltid in för sent och utifrån bristfälliga faktaunderlag. Vi skulle vilja framhålla att det sannolikt heller aldrig kommer att blir bättre så länge som fångstkvoterna beräknas som idag på ett, om inte felaktigt så direkt bakvänt sätt, nämligen från fångststatistik. Denna metod är behäftad med stora brister i praktiskt taget alla led, från inrapportering av fiskfångster till de statistiska utvärderingarna på bristfälliga data. Fiskekvoter borde också beräknas utifrån tillgången på fiskföda, dvs. utifrån de grundläggande förutsättningar som styr fiskproduktion och fiskbiomassa: Hur mycket föda finns det för fisken, för bytesfisken och för de djur- och växtgrupper som ingår i näringsväven? Vad finns det för speciella levnadskrav för arten ifråga (djup på lekbottnar, etc.)? I detta arbete kommer vi att ge preliminära simuleringar med en ny näringsvävsmodell (BaltWeb) för Östersjön som skulle kunna användas för att sätta fiskekvoter på detta sätt. 2.4. PER-analys Kan man rangordna miljöhot? Vi vill hävda att det är båda möjligt och nödvändigt. En brist med många övergripande miljöindex är att siffrorna kan vara osäkra och svåra att hålla fria från subjektivitet. Men har man ett system med kriterier för att rangordna miljöhot har man också etablerat en plattform för vetenskapliga diskussioner, där de olika komponenterna kan diskuteras och ifrågasättas, och där osäkerheter kan framhållas. I detta avsnitt skall vi mycket kort ge en övergripande PER-analys för de viktigaste nyss nämnda kemiska miljöhoten mot Östersjön. PER står för Potentiell Ekologisk Risk och PER-talet är ett miljöindex framtaget för att rangordna miljöhot, dvs. för att skilja stora hot från små och reella hot från imaginära. Vid PER-analysen sätts siffror på tre viktiga komponenter: 25

(1) den ekologiska effektvariabeln (E) skall definieras på en skala från 1 (inga kända effekter) till 10 (hotet i fråga kan bevisligen eliminera funktionella nyckelarter), (2) effektvariabelns areella utbredning (A) skall också definieras på en skala från 1 till 10 ju större utbredning av effektvariabeln, desto större PER-tal. (3) effektvariables varaktighet i tiden (T) skall också definieras på en skala 1 till 10 ju längre varaktighet, desto värre. För att få PER-talet multipliceras E och A och T. Resultatet blir en siffra mellan 1 och 1000 (dvs. maximalt E = 10, A = 10 och T = 10). I tabell 5 sammanfattas PER-analysen för övergödning och organiska miljögifter för svenska kusten, egentliga Östersjön (= BP), Bottenhavet (= BS) och Bottenviken (= BB). Som en jämförelse ges motsvarande PERanalys för några andra stora miljöhot: Försurningen, kvicksilverkontamineringen och kontamineringen av radiocesium (efter Tjernobylolyckan) av svenska sjöar och för en enskild oljespillsolycka i Östersjön (Tsesis-olyckan) samt för de sammanlagda oljespillen i egentliga Östersjön. Det skall noteras att det finns betydande osäkerhet kring flera av de angiva siffrorna, vilket framgår av de givna osäkerhetsintervallen. Dessutom finns det stora osäkerheter kring hur längre miljöproblemen kommer att kvarstå eftersom detta beror på vilka åtgärder som kommer att genomföras. Om man tog dagens åtgärdsstrategier som bas för PER-analysen funnes litet utrymme för optimism. Men PER-analysen som ges i tabell 5 bygger på de strategier som presenteras i detta arbete och därför har vi satts T i PERanalysen till 6 (för organiska miljögifter) och till 7 (för närsalter) för Östersjön. Utifrån de resultat som ges i tabell 5, kan vi sammanfatta: Tabell 5. Sammanfattande PER-analys som rör alla stora kemiska miljöhot mot svenska sjöar, kustområden och olika delområden av Östersjön. Notera att PER-analysen görs från ett ekosystemperspektiv, den fokuseras mot överlevnad, reproduktion och biomassa hos funktionella nyckelarter. ELS-modeller står för Effect-Load-Sensitivity -modeller. D för dynamiska modeller som bygger på differentialekvationer, S för statistiska modeller. r 2 = den statistiska förklaringsgraden (r = korrelationskoefficienten); r 2 -värdena har bestämts med validering, dvs. mot oberoende empiriska data. För ytterligare information om PERanalysen hänvisas till Håkanson (1999). Threat Ecosystem Effect Areal Duration PER= PER ELS variable distrib. in time ranking models (E) (A) (T) E A T priority highest r 2 Acidification Lake 10 6-7 9-10 700 1 No models Mercury cont. Lake 3 7-8 10 240 6 0,85 (S & D) Radiocesium cont. Lake 2 6 6 72 7 0,98 (D) Eutrophication (P) Lake 10 6 5 300 5 0,86 (S) 26

Eutrophication (P and N) Swedish coast 10 6-8 7 560 2 0.93 (S) Organic toxin cont. Swedish coast 5-6 6 5-6 216 5 No models Eutrophication Open BP 9-10 9-10 7 700 1 No models Eutroiphication Open BS 8-10 8-9 7 630 2 No models Eutrophication Open BB 7-10 6-8 7 560 3 No models Organic toxin cont. Open BP 5-6 9-10 6 360 5 No models Organic toxin cont. Open BS 5-6 8-9 6 324 5 No models Organic toxin cont. Open BB 5-6 6-8 6 288 6 No models Tsesis oil spill Swedish coast 7 2 4 56 7 No models Oil spill Open BP 4-7 8-10 4-7 490 4 No models Effect variable: Areal distribution: Duration in time: 1=no known effects 1=no ecosystems with E=10 or E=Ecrit 1=no effects 2=unlikely effects 2= <25 lakes or coastal areas 2=effects >1 month 3=likely but low effects 3= 25-100 ecosystems 3= >1 month 4=probable effects 4= 100-400 ecosystems 4= >1 year 5=small real effects 5=most ecosystems in a region 5= >10 years 6=clear real effects 6=ecosystems in many regions 6= >20 years 7=substantial real effects 7= >25% of Swedish ecosystems 7= >40 years 8=large real effects 8= >50% of Swedish ecosystems 8= >80 years 9=very large real effects 9= >75% of Swedish ecosystems 9= >160 years 10=extinction of key 10=all ecosystems with E = 10/Ecrit 10= E=10 or Ecrit >320 yr organisms Note 1. Hg; E = 3, A and T determined for Hgpi = Ecrit = 0.5 mg Hg/kg ww (Hg-content in 1-kg pike). Note 2. Cs-137; E = 2, A and T determined for Ecrit =1500 Bq/kg ww in fish eaten by man. Note 3. E = 6, A and T from EOCl= 500 µg EOCl/g org. material ( 25 extinction of sculpins). Note 4. Data for the Tsesis oil spill from Kineman et al. (1980). 27

Eutrofieringen av egentliga Östersjön bör ha (tillsammans med försurningen av svenska sjöar) högsta prioritet i miljöarbetet. Vid beräkningen av PER-talet skall man ta hänsyn till försiktighetsprincipen, dvs. att det högsta värdet i osäkerhetsintervallet bör används vid beräkningen och inte det lägsta. Alla andra stora kemiska miljöhot mot svenska vattensystem har lägre prioritet, men eutrofieringen av Bottenhavet kommer därnäst i rangordning. I fortsättningen kommer vi att visa att eutrofieringen av egentliga Östersjön, Bottenhavet och Bottenviken hänger samman på ett mycket påtagligt sätt, så att åtgärder i Polen får effekter utanför Luleå. För att förstå detta krävs en genomgång av grundläggande principer och processer som reglerar vatten-, närsalts- och gifttransporten mellan de kommunicerande delbassänger (se tabell 6) som utgör Östersjön. I den fortsatta redovisningen skall vi försöka att på ett kortfattat sätt gå igenom grundläggande naturvetenskaplig information om Östersjön. Tabell 6. Morfometriska data för Östersjön och dess delområden. Från Mikulski (1985). Drainage area Water area Volume Max. depth Mean depth (km 2 ) (km 2 ) (km 3 ) (m) (m) 1. Bothnian Bay 269,950 36,260 1481 156 40.8 2. Bothnian Sea 229,700 79,257 4448 294 61.7 Sum of 1 & 2 499,650 115,517 6370 294 55.1 3. Gulf of Finland 419,200 29,498 1098 123 37.2 4. Gulf of Riga 127,400 17,913 406 51 22.7 5. Baltic proper 568,973 209,930 13,045 459 62.1 Sum of 1 to 5 1,615,223 372,858 20,919 459 56.1 6. The Sound & Belts 27.360 20,121 287 38 14.3 7. Kattegat 78,650 22,287 515 109 23.1 Sum of 1 to 7 1,721,233 415,266 21,721 459 52.3 28