Näringsökningen eller eutrofieringen till vattendrag, sjöar och hav ökar. Trots internationella överenskommelser, mål och konventioner så fortsätter läckaget från bland annat jordbruksbygder, avloppsanläggningar, vägar och industrier. Eutrofieringen kan leda till stora problem av både hälso-, miljö-, och ekonomisk karaktär. Därför försöker man hitta metoder för att minska på näringsläckaget, utan att samtidigt dra ner på jordbruks- eller industriproduktionen. Antalet människor på jorden ökar dessutom ständigt, vilket förmodligen i framtiden kommer att leda till än större resursbehov, och än större problem med eutrofieringen. Ett sätt att minska på eutrofieringen som fått mer och mer gehör under senare år är att anlägga våtmarker för fosfor-och kväveretention samt ackumulation av organiskt material. Syftet med den här uppsatsen är att ge en inblick i eutrofieringsproblematiken med betoning på svenska förhållanden, att ge några orsaker till varför miljömålen ej uppfyllts, samt att beskriva våtmarkers funktion som recipienter för näringsämnen och organiskt material.

Eutrofiering betyder näringsökning och ordet eutrof kommer av grekiskan. Det består av eu som betyder väl och trofe som betyder näring. Eutrofiering innebär alltså att näringstillgången i ett vattensystem ökar. (Persson, 1990)

I ett vattensystem finns alltid en begränsande faktor för hur hög produktionen kan bli. Denna kan vara till exempel ljustillgången, syrehalten eller temperaturen. Ofta regleras produktionen främst av näringstillgången. Kväve och fosfor kan i de flesta sammanhang anses vara de viktigaste näringsämnena. Utsläpp av organiskt material innehållande näringsämnen kan vara en väsentlig faktor i eutrofieringen. I sjöar och vattendrag är det främst fosforn som är det begränsande näringsämnet. I havet är det främst kväve, utom på enstaka platser (Persson, 1990). Under varma högsomrar kan blågrönalger uppträda i stora mängder i havet. Dessa alger kan utnyttja den fria kvävgas som finns löst i havsvattnet. I dessa fall blir istället fosfortillgången den begränsande faktorn (Bernes, 1993).

Eutrofieringen kan påskyndas av människans olika aktiviteter. Otillräckligt renat avloppsvatten från samhällen och industrier, växtnäringsläckage från skogs- och jordbruk, ogenomtänkta diknings- och vattenståndssänkningar samt utsläpp från förbräningsanläggningar är några exempel på sådana aktiviteter (Persson, 1990).

Nitratföroreningar i dricksvattnet är en hälsofara, speciellt för barn. Nitratföroreningar i dricksvatten ökar snabbt i regioner med mycket intensivt jordbruk på permeabla jordar som har långsam grundvattenrörelse. Vid algblomning kan toxiska ämnen bildas vilket gör det skadligt att bada. Det som ofta diskuteras i dessa sammanhang är blomningen av cyanobakterier (blågrönalger). Det kan även vara farligt att äta fisk som levt i sådant förorenat vatten. (Falkenmark et. al., 1999)

Eutrofieringen gynnar tillväxten av alger och annan vegetation. Till en början kan detta gynna faunan i vattnet. Om eutrofieringen fortskrider förändras dock både florans och faunans artsammansättning. Förekomsten av planktonalger kan öka så kraftigt att vattnet blir grumligt, vilket missgynnar bottenvegetationen eftersom ljusförhållandena försämras. Man brukar kalla en så kraftig produktion av planktonalger kallar för algblomning. I mycket näringsrika sjöar tenderar planktonproduktionen att vara hög och artmångfalden låg. De väldiga mängder planktonalger som faller ner på botten förbrukar mycket syre då de bryts ner. I vissa fall kan bottnarna bli helt syrefria vid nedbrytningen av det organiska materialet, något som i sin tur leder till bildandet av svavelväte som kan slå ut allt liv på bottnarna (Bernes, 1993). Alger kan även fastna på fiskarnas gälar och orsaka stora andningsproblem.

Eutrofiering av kuster, vikar och hav förorsakar stora problem på bottnarna. Även om utsläpp från till exempel industrier och avloppsanläggningar har minskat så fortsätter dock eutrofieringen. I kustområden med dålig vattenomsättning kan förhållandena bli särskilt svåra (Bernes, 1993).

Fiskdöd och ackumulation av toxiska ämnen i fisken kan orsaka stora ekonomiska förluster för fiskenäringen. Algerna skapar även ett direkt mekaniskt problem när de fastnar på nät och annan utrustning. Turismen kan också bli lidande ifall tidigare fina fiskevatten eutrofieras. Förutom att fisken försvinner och/eller blir otjänlig som föda så kan riktigt eutrofierade vatten både lukta illa och se otrevliga ut.

Det finns ett antal metoder med vilka man kan försöka minska eutrofieringen. Det absolut bästa sättet att lösa problemet är att eliminera källan för eutrofieringen, det vill säga utsläppen av kväve, fosfor och organiskt material. I många fall har man också försökt göra detta. Reningen av våra avloppsverk har ökat markant under de sista årtiondena, och industrin har idag mycket effektiva reningsmetoder. Det finns dock källor som är svåra att komma åt. Utsläpp från till exempel jordbruksmarker, vägar och tätorter är fortfarande höga. Dessutom har avloppsverken svårt att effektivt ta bort kvävet ur avloppsvattnet. De flesta avloppsverk släpper idag ut stora mängder kväve.

Ett sätt att minska belastningen som har fått gehör under senare år är att anlägga våtmarker för att öka framför allt retentionen av kväve och fosfor och sedimenteringen av organiskt material (Leonardson, 1994). En våtmark definieras enligt Naturvårdsverket som: "sådan mark där vatten under en stor del av året, finns nära under, i eller strax över markytan samt vegetationstäckta vattenområden" (Löfroth, 1991). Med retention menas den minskning man kan uppnå i näringsämnestransporten av bland annat kväve och fosfor genom att låta det näringsrika vattnet passera genom till exempel en våtmark. Detta åstadkoms genom sedimentation av partiklar (till exempel slam), upptagning och inkorporering av näringsämnen i biomassan (främst växter) samt denitrifikation. Fosfor bind också in i våtmarksjordar genom adsorption och kemisk utfällning (Leonardson, 1994).

När vattenhastigheten minskar i en våtmark sker en sedimentation av partiklar. Partiklarna kan ha bildats inom eller utanför våtmarken, och innehåller ofta näringsämnen. En stor del av det sedimenterade materialet bryts ner efter hand - mineraliseras - och på så sätt frigörs kväve och fosfor. Fosfor omlagras då i regel till mineralkomplex i det kvarvarande sedimentet, men kan under ogynnsamma förhållanden läcka från våtmarken, till exempel när pH ändras. Frigjort kväve är mer lättrörligt och kan läcka till grundvattnet eller till ovanstående vattenvolym och transporteras vidare i systemet. Samtidigt kan kväve transformeras genom mikrobiella processer, till exempel nitrifikation och denitrifikation. Under vegetationsperioden tar växter upp kväve- och fosforföreningar och bygger in dem i sin biomassa. Då växterna bryts ner återförs en varierande andel av de upptagna näringsämnena till vattnet (Leonardson, 1994). Våtmarker kan alltså fungera både som källa och fälla för näringsämnen, beroende på de rådande omständigheterna (ELDER).

Man kan dela upp de olika näringsfällorna i våtmarken i tillfälliga och permanenta. Till de tillfälliga hör växtupptag och sedimentering av näringsämnen. Till de permanenta hör växtupptag sammankopplat med skörd, ackumulering av sediment, torvbildning och denitrifikation.

Våtmarker kan användas som reningssteg inom flera områden:

• I jordbrukslandskapet
• Som efterpolering efter reningsverk
• För behandling av dagvatten
• I livsmedels-, jordbruks- och gruvindustrin
• För rening av lakvatten från soptippar/avfallsupplag
• För rening av obehandlat avloppsvatten

Den viktigaste kvävekällan i anlagda eller restaurerade våtmarker är tillförsel med vattendrag från intensivodlade åkrar och skogar, samt industrier och reningsverk (Leonardson, 1994). Till mossarna tillförs kväve endast genom nederbörden eftersom detta är den enda tillförseln av vatten till mossen. Denna tillförselkälla spelar dock en stor roll även på övriga våtmarker inklusive de anlagda, även om det direkta tillflödet via marken har en större betydelse. Den atmosfäriska tillförseln har dock uppmärksammats under senare år då kväve tillförs via surt regn, och då i form av HNO₃. I vissa områden spelar torrdepositionen i form av partiklar och gaser en stor roll. (Bowden, 1987). En förenklad bild av kvävets kretslopp i våtmarken visas i figur 1.

Den process som man vill gynna för att föra bort kväve är denitrifikation, då kvävet avgår som kvävgas (Figur 1). Kvävet förs dock bort även i andra former, till exempel som organiskt bundet kväve. Detta är något som kan vara av stor betydelse på översilningsängar. Stora mängder kväve kan också lämna våtmarken bundet i växtmaterial vid skörd eller betning. I många anlagda våtmarker för kväveretention planerar man dock inte att skörda växterna, utan att denitrifikationen ska stå för det mesta kvävebortförandet. Avgörande för hur mycket kväve som förs bort är hydrologin i området. I våtmarker där flödet går rakt igenom kan kväve lätt föras bort, medan så gott som allt kväve stannar kvar bundet till sediment och vegetation i de ombrotrofa mossarna (Leonardson, 1994)

Denitrifikationen är en viktig process vid kväveretention, och det är viktigt att gynna denitrifikationsbakterierna i våtmarken. Dessa bakterier är nedbrytare av organiskt material, vilket gör att tillgången på organiskt material är en viktig förutsättning för deras aktivitet. Om den mikrobiella nedbrytningen är hög uppstår syrefria mikromiljöer där denitrfikationsprocessen kan äga rum. Ytterligare en förutsättning är naturligtvis att bakterierna har tillgång till nitrat, nitrit eller lustgas som de kan reducera till kvävgas. Förutom ovan nämnda faktorer påverkas denitrifikationen även av pH och temperatur. Denitrifikationen har högst hastighet vid pH 6-8. Vad gäller temperaturen har man funnit denitrifikation vid temperaturer från nära vattnets fryspunkt till över 30° C. Vid en temperaturökning på 10° C ökar hastigheten med 1,5-3 gånger. Vid anläggandet av en våtmark är det viktigt att man tar hänsyn till omgivningsfaktorerna och till exempel inte enbart gynnar denitrifikationen. Detta eftersom det kan leda till en brist på organiskt material på grund av denitrifierarnas nedbrytning. Dessutom kan organiskt bundet kväve och fosfor frigöras vid nedbrytningen, vilket leder till att ammonium och fosfat läcker ut från våtmarken (Leonardson, 1994).

Kväveretentionen påverkas även av vattenomsättningen i våtmarkerna. Förutom att näringsämnen, partikulärt och löst organiskt material transporteras till och från våtmarken spelar vattnet en stor roll för diffusionen av de lösta kvävefraktionerna i jord och sediment. Det är också viktigt att vattnet strömmar över hela våtmarken och inte i enskilda flöden. Vattnet påverkar även temperaturen i jordar och sediment, vilket därigenom påverkar hastigheten på nedbrytning, nitrifikation och denitrifikation. Problem kan uppstå i våtmarkerna på grund av stora säsong- och mellanårsvariationer i vattenflödet. Vid högt flöde blir uppehållstiden för kort i våtmarken och tidigare sedimenterat material slammas upp och spolas ut från våtmarken. Man bör sträva efter en uppehållstid på 3-5 dygn och en areal på våtmarken som är 1-2% av avrinningsområdet (Leonardson, 1994).

Den atmosfäriska fosfordepostitionen i form av vått eller torrt nedfall kommer huvudsakligen från damm som bildats ovanför landområden genom jorderosion. Från omgivande landområden kan fosfor frigöras del som löst organiskt material genom kemisk vittring, dels absorberat på eller i partiklar genom erosion. Jordbruket bidrar med fosfor till ytvattnet så man använder gödningsmedel samt ändrad markänvändning. Även skogsbruket bidrar då till exempel kalhuggning ökar fosforurlakningen betydligt (Jansson & Broberg, 1981).

De viktigaste punktkällorna för fosfortillförsel är kommunala reningsverk, dagvattenutsläpp och industrier (till exempel livsmedelsindustrin och gödningsmedelstillverkare). Utsläppen från reningsverken varierar beroende på reningsmetod och verkens funktion. Lokalt kan man vid häftiga regn få betydande tillskott av fosfor vid dagvattenavrinning (Jansson & Broberg, 1981).

Den dominerande andelen fosfor transporteras bunden till partiklar genom vattenerosion av jord på markytan i samband med snösmältning eller häftiga regn. Fosfat kan under vissa förhållanden, till exempel vid syrebrist, låg redoxpotential samt vid högt pH frigöras från partiklarna och transporteras som fri fosfat med grundvattnet. (Leonardson, 1994).

Fosfor kommer in i systemet och kan direkt tas upp av mikroorganismer och alger (1 i Figur 2). Om fosforn kommer till markporvattnet i löslig form kan det även tas upp direkt av växterna (2 i Figur 2). Detta är dock en något långsammare process även om lagringskapaciteten är större. Förflyttningen av fosfor till markporerna kräver en lång retentionstid. Fosforn kan också adsorberas av jorden (3 i Figur 2). Adsorptionen kan inledningsvis ses som en del av korttidsförrådet eftersom fosforn ofta återförs till vattenfasen. När materialet väl ackumuleras till kan det sägas tillhöra det långsiktiga förrådet. Fosfor kan också bindas kemiskt från vattenfasen vilket resulterar i en förflyttning av det bundna materialet till förnan (4 i Figur 2) eller till det långsiktiga förrådet där torvackumuleringen sker (Richardson, 1993).

Fosfor har ingen gasfas, vilket gör att fosforretentionen på lång sikt endast kan ske genom adsorption eller kemisk bindning till material i sedimenten och jordarna. För fosfor är det dock större risk för övermättnad av sediment och jordar än vad det är vid hög belastning av kväve. Detta kan leda till ett spontant nettoläckage av fosfor redan under pågående belastning eller i samband med att belastningen upphör. Fosfor kan även frigöras från mineralerna och läcka från våtmarken i samband med denitrifikationen då det är låg syrehalt och låg redoxpotential i markens mikromiljöer. I de flesta fall omlokaliseras dock fosforn till mineral längre ned i markprofilen eller nedströms våtmarken (Leonardson, 1994).

Faktorer som styr fosforretetionen är bland annat pH- värdet, redoxpotentialen, makrofyt och phytoplanktonförekomsten. Phytoplankton är mer effektiva än makrofyter på att ta bort fosfor från vattnet. (Richardson, 1993).

Redoxpotential och pH kontrollerar fosfors rörlighet i marken. Vid låga pH är oorganisk fosfor adsorberat på järn- och aluminium- hydrodider och kan också förekomma som olösliga järn- och aluminiumfosfater. Vid pH-värden över 7 förekommer fosfor oftast som olöslig kalciumfosfat. En reduktion av järn sker vid låga redoxpotentialer och medför ett frisläppande av associerad fosfor. Samtidigt kan en sänkning av redoxpotentialen, på grund av till exempel översvämning, orsaka att kristalliserade järn och aluminiummineraler överförs till hydroxider vilka har en fosforaffinitet (Richardson, 1993).

Andra mekanismer som reglerar fosforupptaget är förekomsten av makrofyter och phytoplankton. De kan speciellt under de första åren ta upp en stor del av den tillförda fosforn. Studier visar att phytoplankton är mer effektiva än makrofyter på att ta bort fosfor från vattenfasen. Undervattensvegettion tar också upp fosfor men när växterna dör återförs fosforn till vattenfasen och innebär därmed endast ett kortsiktigt bortförande. Detta problem kan undvikas genom att man skördar växterna. Fosfor som binds in i rotmaterialet kan däremot via torvackumulering (i sedimentet) långsiktigt tas bort från systemet (Richardson, 1993)

Stora lokala problem kan uppträda i kustområden utanför massafabriker och annan industri med stora utsläpp av organiskt material. Nedbrytningen av detta material kan förbruka allt syre i bottenvattnet inom flera kvadratkilometer. Den kraftiga begränsningen av industrins utsläpp av organiskt material har dock under senare år förbättrat förhållandena. Längs till exempel Norrlandskusten finns det dock en del områden där bottnarna bitvis är mer eller mindre döda på grund av utsläpp. Flertalet sådana områden är belägna inne i vikar eller älvmynningar (Bernes, 1993).

Vid anläggning av en våtmark är ett viktigt mål att vattnets flödeshastighet nedbringas så att suspenderade partiklar och organiskt material sedimenterar. Härigenom hejdas ämnestransporten genom att näringsämnen som är bundna till partiklar inbäddas i sedimenten (Leonardson, 1994).

Det sedimenterade materialet har i regel en varierande sammansättning av organiskt material, näringsämnen, metaller och andra mineralpertiklar. De organiska fraktionerna kan i våtmarken tjäna som föda och energikälla för bakterier, men även för insektslarver och andra evertebrater. Vid nedbrytning av det organiska materialet frigörs näringsämnena på nytt och kan omfördelas till andra organiska eller oorganiska komplex, assimileras av växter och bakterier, eller utnyttjas i de senares ämnesomsättning, till exempel vid nitrifikation och denitrifikation. En varierande andel av de frigjorda ämnena återtransporteras upp från sedimentet eller våtmarkens jord till överliggande vatten och förs vidare till nedströms liggande områden (WETZEL,1983). I vissa fall kan alltså våtmarken fungera som en källa för näringsämnen och organiskt material. Det som ofta eftersträvas i våtmarker är att det organiska och sedimenterade materialet ska lagras in i sedimenten och så småningom övergå till torv. Det råder delade meningar om hur mycket som egentligen lagras in i sedimenten (Leonardson, 1994).

Det finns ett antal faktorer som man anser skulle kunna gynna retentionen av näringsmaterial och sedimenteringen av suspenderat material. Elder (???) tar upp några av dem.

Hydrologin:

• Våtmarken bör ha en låg sluttning/lutning och låg genomflödeshastighet. Detta för att så mycket material som möjligt ska hinna sedimentera och så mycket retention som möjligt ska hinna äga rum.
• Utflödet ska karaktäriseras av en hög läckage/avrinningsfaktor. Vatten som bara snabbt rinner genom/av våtmarken har låg sedimentation och retentionsgrad. System med ytvattenflöde ger färre ytor för partiklar att adsorbera till och medför att retetionskapaciteten minskar jämfört med en våtmark som har ett vertikalt flöde i markprofilen och därmed fler ytor att adsorbera till.
• Retentionstiden (kontakttiden mellan vattnet och våtmarken) bör vara lång.

Vegetationen:

• Vegetationen bör ha en hög primärproduktion i förhållande till biomassan. Ju högre primärproduktivitet är, desto mer material tas upp av växterna. Om växterna bildar för mycket biomassa, finns det dock en risk att de istället släpper ut näringsämnen (i organisk form).
• Det största näringsflödet bör ske under växtperioden. Det är då som näringsbehovet och primärproduktionen är som störst.

Sedimenten:

• Sedimentens adsorptionskapacitet bör vara hög.
• Sedimentackumuleringen bör vara hög.
• Förhållandena i sedimenten bör vara anaeroba. Anaeroba förhållanden gynnar torvbildningen.

Mikroorganismer:

• Det mikrobiella samhällets variation bör vara hög. Anaeroba förhållanden omväxlat med de aeroba zonerna i anslutning till växtrötter ger mikroberna som lever i sedimenten en varierad livsmiljö. Dessa mikrober spelar en stor roll för transformering och retention av olika ämnen i våtmarken.
• Det bör förekomma anaeroba biotransformationer.

Ytterligare ett par faktorer nämns av Leonardson (1994).

• Bäst resultat kan man uppnå genom att bevara och anlägga olika typer av dammar, vassområden, rotzonsanläggningar, infiltrationsvåtmarker och vattenväxtodlingar i ett omfattande system.
• Ofta krävs stora arealer vid anläggandet av en våtmark för kväve- och fosforretention. Det stora arealbehovet tillsammans med landskaps- och naturvårdsmässiga skäl, medför att inte enbart en typ av våtmark bör anläggas, utan ett spektrum av olika typer av våtmarker fördelas lämpligen inom avrinningsområdet.

I Sverige är det främst de södra delarna som har problem med eutrofiering. I Nordens skogs- och fjällområden är flertalet vatten idag mer eller mindre näringsfattiga. De naturligt låga halterna innebär å andra sidan att även ett måttligt tillskott av näringsämnen kan åstadkomma en märkbar förändring av vattnets kemiska sammansättning. Åar och älvar har ofta en betydligt högre fosforhalt, men merparten av fosforn är bunden i humusämnen och annat organiskt material av naturligt ursprung. Det är i de södra, tättbebyggda och intensivt odlade delarna av Sverige som de allvarligaste eutrofieringsproblemen finns (Bernes, 1993).

I Sverige står massaindustrin för merparten av industrins utsläpp av kväve och fosfor. Betydligt större mängder kommer dock från utsläppen av kommunalt avloppsvatten och från jordbruksmarken. En utsläppskälla som ökat under senare år är fiskodlingarna. Dessa har framför allt betydelse för utsläppen i havet. Reningen av vatten från fiskodlingar är ofta inte lika utvecklad som för andra näringar. (Bernes, 1993) En ytterligare viktig källa för kväveutsläppen är den atmosfäriska depositionen (SMHI, 1997)

???????Källfördelningen av kvävetransport från södra Sveriges landområden till havet (1985-1994) visar att det absolut största bidraget kom från åkermark (45%). Därefter dominerade bidragen från avloppsreningsverk (21%) och atmosfärdeposition på vattenytor (11%). Skogen totala bidrag kan uppskattas till mellan 8 och 14%. (SMHI)

År 1988 - i den så kallade Helsingforsdeklarationen - kom länderna kring Östersjön överens om att de fram till 1995 skulle ha halverat utsläppen av kväve och fosfor (Castensson & Furubrant, 1997).

Riksdagen har satt upp ett antal nationella miljömål för problemet med övergödningen av vatten och mark (Naturvårdsverket, 1996).

Naturvårdsverket har i sitt aktionsprogram "Miljö ´93 - Ett miljöanpassat samhälle" utpekat nationella utifrån tretton övergripande hot. Flertalet av dessa hot berör vattenmiljön. Som övergripande nationella mål finns bevarande av biologisk mångfald, hushållning med naturresurser samt skydd av natur- och kulturlandskapet (Naturvårdsverket, 1996).

Kvalitetsmål för sjöar och vattendrag:

• Att påverkan av kväve och fosfor ska motsvara högst påvrkansgrad 1 enligt Naturvårdsverkets bedömningsgrunder.

Kvalitetsmål för grundvatten:

• Att nitrathalten i dricksvatten i brunnar långsiktigt bör underskrida 5 mg kväve per liter. För påverkan av kväve och fosfor på grundvatten som sådant gäller detsamma som för sjöar och vattendrag.

Kvalitetsmål för kustvatten:

• En önskvärd minskning av kväve- respektive fosfortilförseln- är dock beroende av lokala förhållanden. På verkan finns från öppet hav där en minskning snarast bör ske med 50 % av den antropogena belastningen av kväve och fosfor.

Även om belastningen av kväve och fosfor till haven har minskat så är kravet om 50% minskning av näringsläckaget till Nordsjön och Östersjön ännu inte uppfyllt. Till exempel kan nämnas att kväveutsläppen bara minskat med 25% (Castensson och Furubrant, 1997). Anledningarna till att målet inte uppnåtts kan vara flera.

• Jordbruket har fortfarande inte lyckats minska sitt näringsläckage tillräckligt effektivt. Jordbrukets totala fosforbidrag till sjöar och vattendrag i Norden är av samma storleksordning som de sammanlagda fosforutsläppen till inlandsvatten från tätorter och industrier. I södra Skandinavien är kvävetillförseln till havet från åkrarna mer än dubbelt så stor som kvävebidraget från alla punktkällor sammantagna (Bernes, 1993)
• Fiskodlingen har ökat, och det avfall i form av överblivet fiskfoder och avföring från fiskarna som sprids från sådana odlingar är rikt både på näringsämnen och organiskt material. (Bernes, 1993)
• En av orsakerna till att tätorternas avloppsrening fått så måttlig effekt i havsvattnet är att den hittills främst varit inriktad på att avlasta inlandsvatten. Den kemiska behandlingen som idag är i allmänt bruk är verksam mot fosforutsläppen men förmår inte reducera de för havsmiljön viktigare kväveutsläppen med mer än 10-30% (Bernes, 1993).
• Den atmosfäriska depositionen av främst kväve är fortfarande hög. För att minska på dessa krävs inte bara en minskning av tex biltrafiken och enskilda hushålls utsläpp i Sverige (eller Norden), utan omfattande globala åtgärder. Luft kommer in från resten av Europa och andra områden där reningen av bland annat industrier inte är lika utvecklad som i Sverige.
• Det kan ta lång tid innan effekten av minskade näringämnesutsläpp märks i en eutrofierad sjö. Detta är pga den interna cirkuleringen av näringsämnen, vilka har ackumulerats i sedimenten, kommer att hålla kvar näringsnivån i sjön under lång tid. Det kan ta flera årtionden eller till och med århundraden. (Falkenmark et al, 1999) Näringsämnen kan bland annat återföras genom fiskar som lever på sediment och bottenlevande blågrönalger (Bernes, 1993).
• Man får inte heller glömma bort de administrativa problemen. För att man ska lyckas minska utsläpp och vidta åtgärder för restaurering eller rening av vattendrag, sjöar, vid industrier, avloppsanläggningar mm så krävs en omfattande och något så när sammanhållen och enhetlig organisation där mål och medel är klart fastställda. Detta är en i många fall långsam process och en anledning till att det 50%-iga målet inte uppfyllts är kanske att man först under de senaste åren fått en ordentlig struktur och målbeskrivning på arbetet.

Användningen av våtmarker som recipient för fosfor, kväve och organiskt material är ett exempel på hur en biologisk lösning kan användas för att lösa miljöproblemen. Våtmarker kan dessutom, om de utformas väl, tjäna som rekreationsområden och livsmiljöer för en uppsjö olika växt- och djurarter. Naturliga våtmarker är ofta mycket artrika, och kan utgöra viktiga bo- och födoplatser för till exempel fåglar. Rekreationsvåtmarker är troligtvis dock inte något som passar för de sedimentations- och retentionsdammar som finns vid enskilda avloppsverk och industrier. Att skapa en "vacker" våtmark är inte alltid det samma som att skapa en bra recipientvåtmark. Anlagda våtmarker för retention har dessutom det problemet att de måste skötas. Om all vegetationen skördas varje år förlorar våtmarken en del av sitt affektionsvärde, både för växter, djur och människor. Däremot får inte heller våtmarken växa igen enligt sitt naturliga förlopp, då detta medför en ökning av utsläppet av organiskt material från våtmarken. Skördandet är i sig självt också ett problem. Det kräver en åtminstone årlig insats av ganska stora mått (beroende på våtmarkens störlek). Det är ofta inte särskilt lätt att skörda effektivt och snabbt på ett sådant sätt att våtmarken och sedimentet inte skadas. Ofta väljer man istället att försöka utforma våtmarken så att man inte ska behöva skörda. I längden är detta dock inte hållbart. Men även om man skördar kan det vara svårt att få avsättning för våtmarksmaterialet i jordbruksbygder där kraftfoder är den vanliga födan. Dessutom innehåller det vatten som våtmarken ska rena ibland resten av tungmetaller och andra giftiga ämnen som växterna tar upp och som sedan boskapen får i sig. Ett annat problem är avsättningen av sedimentmaterialet. Detta innehåller också en viss mängd tungmetaller och gifter. Helst borde sedimenten ligga helt orörda och (förhoppningsvis) så småningom övergå till torv. I längden kräver dock detta att man har tillgång till mycket mark eftersom man efter ett antal år (beroende på belastning och storlek) behöver göra en ny våtmark, vilket dessutom är kostsamt.

Trots dessa problem är ändå våtmarker en bra lösning på problemet med utsläpp av kväve och fosfor. Det är bättre att låta det organiska materialet och eventuella rester av giftiga ämnen sedimentera på en plats där man har relativ kontroll över det än att släppa ut det i vattendragen, sjöarna och haven. Metoder för att göra våtmarksreningen mer effektiv och att minska på nödvändigheten att skörda är under utveckling. Även metoder för att underlätta skördandet och avsättningen av skördematerialet diskuteras.

Idag har vi ett eutrofieringsproblem. Många av de källorna till detta är diffusa och mycket svåra att komma åt. Det bästa vore givetvis om vi kunde eliminera alla utsläppskällor. I dagens läge är detta dock både en ekonomisk och teknisk omöjlighet. Bara den investering som skulle behövas för att göra om våra reningsverk så att de inte släpper ut några kväveföreningar skulle förmodligen bli enorm. I detta sammanhang är våtmarker ett billigt och till viss del självreglerande system, även om vissa insatser i form av exempelvis skördande av vegetation behövs. I stort sätt är dock våtmarker en bra alternativ som jag hoppas kommer att utvecklas än mer i framtiden.

Bernes, C. (1993): Nordens miljö- tillstånd, utveckling och hot. Monitor 13, Naturvårdsverket Informerar. Schmidts Boktryckeri AB, Helsingborg.

Bowden, W.B. (1987). The biogeochemistry of nitrogen in freshwater wetlands. Biogeochemistry 4: 313-348. Dr W. Junk Publishers, Dordrecht.

Castensson, R. & Furubrant, K. (1997): Världens vatten. 2 omarb. uppl. Utrikespolitiska instituet, Världens fakta nr 26. Tierps Tryckeri AB, Stockholm.

Elder, J. Factors affecting wetland retention of nutrients, metals, and organic matter. U.S. Geological Survey.

Falkenmark, M., Andersson, L., Castensson, R., Sundblad, K. (1999): Water a reflektion of land use- options for counteracting land and water missmanagement. UNESCO, Swedish Council fo Planning an coordination of research, Report 90:9. FRN, Stockholm.

Jansson, M., & Broberg, A. (ed.) (1981): Abiotiska faktorers karaktäistika, funktion och omsättning i sötvatten. Limnologiska institutionen, Uppsala.

Leonardson, L. (1994): Våtmarker som kvävefällor. Naturvårdsverkets rapport 4176. Gotab, Stockholm.

Löfroth, M. (1991): Våtmarkerna och deras betydelse. SNV rapport 3824. Naturvårdverket, Solna

Naturvårdsverket (1996): Vattenplanering - en syntes. Rapport 4485. AB Realtryck, Stockholm

Persson, P-O (ed.) (1990): Miljöeffekter -kompendium i miljövård, del 4. AB Småland, Jönköping.

Richardson, C.J. & Craft C.B. (1983) Efficient phosphorus retention in wetlands: fact of fiction? I Moshiri, G.A. (ed.), Constructed wetlands for water quality improvement. Pp. 271-282. Lewis Publishers, Boca Raton.

SMHI (1997): Modellerad kvävetransport, retention och källfördelning för södra Sverige. SMHI Rapport RH13. CA-Tryck AB, Norrköping.

Wetzel, R.G. (1983): Limnology. Sunders Collage Publishers, Philadelphia.