rfr · GW0WRFR4 · 2008-12-04 00:00:00 — Den bakomliggande orsaken till tiaminbrist är dock fortfarande inte känd. Tidigt trodde man att M74 orsakades av förändringar i laxens födointag, vilket skulle kunna förklara varför tiaminbrist kan uppstå. En förklaring som förts fram är att den skulle bero på storskaliga förändringar i näringsväv, vilka skulle kunna resultera i lågt tiamininnehåll eller en högre förekomst av tiaminnedbrytande enzymer i laxens föda. Men det finns än inga uppgifter som tyder på att tiaminhalten i laxens föda skulle ha förändrats (m.fl. 1999). Det har också visat sig att oxidativ stress och låga halter av antioxidanter (fettlösliga vitaminer) som astaxanthin, tocopherol och ubiquinon har betydelse för utvecklingen av M74 (sammanfattat i Vuori och Nikinmaa, 2007). M74 ett hot mot vilda lax- och öringstammar Det finns mycket små möjligheter att övervaka hela den vilda laxstammen och behandla honor och ägg med tiamin på samma sätt som man gör med den odlade laxen. Detsamma gäller för havsöringen som också kan drabbas av M74-liknande symtom, om än inte i lika hög utsträckning som laxen (Landergren m.fl. 1999). De vilda stammarna riskerar således att utarmas med hög förekomst av M74. 3.4 Läkemedel och fisk I finns ca 7 600 olika läkemedel och av dessa används av hushållen medan resterande används på vårdinrättningar (2004). De största mängderna förbrukade läkemedel är sådana som tillhör kategorin smärtstillande och antiinflammmatoriska (t.ex. paracetamol, ibuprofen och ketoprofen). Även läkemedel mot magsår (ranitidin), hjärtkärlsjukdomar (atenolol) och vissa antibiotika (tetracyklin) ligger högt på listan (Läkemedel och Miljö 2005). Humanmedicinerna stod för den absolut största andelen mediciner, medan veterinärmedicinerna utgjorde av den totala försäljningen 2006 (). Läkemedel skiljer sig från andra kemiska ämnen som används i samhället, eftersom de är framställda för att åstadkomma en biologisk effekt. I detta hänseende kan de liknas vid bekämpningsmedel. För att tåla långvarig transport och förvaring och för att förhindra nedbrytning på fel ställe i kroppen är läkemedel kemiskt stabila (persistenta). Läkemedel kan vara vattenlösliga eller fettlösliga men hamnar oavsett vilket i avloppsvattnet efter passage genom kroppen. Vattenlösliga läkemedel utsöndras direkt genom urinen medan fettlösliga först omvandlas för att sedan utsöndras via urin eller galla. Under nedbrytningen i kroppen bildas s.k. metaboliter, eller rester av det ursprungliga läkemedlet. Vilka metaboliter som utsöndras är olika för olika läkemedel, men beror också på faktorer som kön, ålder, etc. hos personer som äter de aktuella läkemedlen. inte byggda för att bryta ned läkemedel Många läkemedel bryts ned i avloppsreningsverken men variationen är stor beroende på vilket ämne det gäller. I Vattens undersökning (Na- turvårdsverket 2008a) visade det sig att skillnaden i läkemedelshalter mellan inkommande och utgående avloppsvatten, varierade . En del ämnen brys alltså ned fullständigt medan andra inte bryts ned alls. Re- ningsverken är inte primärt byggda för att reducera läkemedel och graden av nedbrytning i ett reningsverk beror, förutom ämnenas egenskaper, på processerna i de olika reningsverken. Hög slamålder och kväverening är två faktorer som medför en högre nedbrytning av läkemedel och läkemedelsrester (2008a). Kunskapen om läkemedels och framför allt metaboliters effekter på miljön är bristfällig (2008a). Ett första steg är att analysera läkemedelsrester i miljön, vilket sker på flera ställen i landet. Förutom den omfattande rapport som producerat på uppdrag av (2008a), pågår undersökningar också i Region , i län, och . I svenska vatten har inga allvarliga eller geografiskt utbredda biologiska effekter som direkt kunnat kopplas till utsläpp av läkemedel kunnat påvisas (2008a). De effekter som observerats i akvatiska miljöer är främst reproduktionsstörningar hos fisk i avloppsreningsverkens direkta närområden (t.ex. m.fl. 1999). Generellt är det svårt att koppla effekter till specifika ämnen då det, förutom humana östrogener (hormoner) och syntetiska östrogener, även förekommer flera andra hormonstörande ämnen. Dessa är t.ex. ftalater som används som mjukgörare i plaster och nonylfenol som används som ytaktiva ämnen i färg och rengöringsmedel. Nonylfenol är förbjudet i men återfinns ändå i miljön eftersom detta ämne fortfarande ingår i en del importerade produkter. För vissa ämnen har man funnit tydliga effekter på fisk i laboratorieförsök. Det rör sig inte om akuttoxiska effekter (dvs. att organismerna dör), utan om sned könsfördelning till följd av lång exponering av låga halter. I laboratorieförsök har man påvisat effekter från läkemedel i form av stört simbeteende hos märlkräfta (DeLange m.fl. 2006). Vid har forskare börjat undersöka hur vissa läkemedel påverkar musslor. Försöken har visat starka indicier för att läkemedelssubstanserna ibuprofen (smärtstillande och antiinflammatoriskt), propanolol (hjärtmedicin) och diklofenak (smärtstillande och antiinflammatoriskt) påverkar musslor negativt. Höga doser ledde dels till färre och svagare byssustrådar (de trådar som musslorna använder för att fästa sig vid underlaget), dels till en sämre scope for growth, dvs. mindre energi för tillväxt och reproduktion vilket även är ett indirekt mått på stress. (, personlig kommentar). Hur läkemedel kan komma att påverka akvatiska organismer på är mycket osäkert. Trots att man inte ser någon tydlig påverkan kan det inte uteslutas att läkemedelsutsläpp i naturen medför risker för såväl människor som biota (2008a). Tidiga livsstadier och vissa utvecklingsperioder är mer känsliga för påverkan från giftiga eller kroppsfrämmande ämnen. Man har också visat att en kombination av ämnen kan leda till mer kraftfulla effekter än enskilda ämnen, även då koncentrationerna är relativt låga (t.ex. Fent m.fl. 2006). Ett problem som uppmärksammats men fått ny aktualitet är förekomsten av skräp (, här översatt med marint skräp) längs stränder och i havet. Definitionen av marint skräp är av människan framställda eller processade solida föremål, som är persistenta mot nedbrytning och som, medvetet eller omedvetet, kastats eller övergivits på strän- der och i den miljön (OSPAR 2007). Marint skräp inkluderar således föremål som används av människor och som når hav och stränder indirekt (t.ex. genom transport via älvar, floder och avloppsvatten), eller som lämnas eller dumpas direkt i havet och på stränder. Dessutom ingår sådant material som vid hårt väder spolas överbord från fiskebåtar och transportfartyg (t.ex. fiskeutrustning och gods av olika slag). Olika typer av plast och polystyren (frigolit) är de vanligast förekommande materialen i marint skräp och dessa utgör av allt skräp som hittats i de undersökningar som genomförts i OSPAR:s regi (OSPAR 2007). Den enskilt största källan till marint skräp i dessa undersökningar var fiskeindustrin som efterlämnar olika typer av rep, garnrester och olika typer av plastbehållare. Sjöfarten är också en betydande källa till marint skräp (OSPAR 2007). På samlar in skräp som flutit i land på stränderna. Utöver detta samlar man också in stora mängder trä (). undersöktes framför allt havsfåglar och däggdjur efter förekomst av plast i krävor, magar och fekalier. Människans ökande användning av olika plaster har lett till att dessa återfinns i havslevande fåglar (Vlietstra och 2002; m.fl. 2007), fisk (Carpenter m.fl. 1972) och däggdjur (och 2003). Forskare har i undersökningar också visat att mängden mikroskopiska plastpartiklar i vattnet ökat signifikant (m.fl. 2004). En svensk undersökning av mängden plastpartiklar i vattnet genomfördes på 2007, som ett led i arbete med marint skräp. Undersökningen visade att mängden plastpartiklar per kubikmeter vatten var mellan 150 och 2 400 stycken, vilket är upp till 100 000 gånger mer än vad som uppmätts i tidigare studier (2007). Den stora mängden partiklar som uppmättes i denna undersökning beror på att man använt en håv med mindre maskstorlek (80 µm) jämfört med tidigare studier (450 µm). De plastpartiklar som finns i havet är således både mindre och fler än man trott. Det har inte genomförts några riktade studier av förekomsten av plastpartiklar i fisk längs Sveriges kuster. Några enstaka utländska studier har visat att plast förekommer i fiskmagar (t.ex. och 2003) och man har även i en tidig studie visat att vissa fiskarter aktivt äter plastpartiklar (Carpenter m.fl. 1972). I studier i där man undersökt olika fiskarters diet, har några plastpartiklar inte funnits (, personlig kommentar). Hur förtäring av plast påverkar fiskarna är okänt, även om man antar att mag-tarmkanalen på små fiskar kan bli igensatt av plast (Carpenter m.fl. 1972). Detta borde i så fall kunna leda till svält eller minskad tillväxt. En japansk studie har visat att plastpartiklar kan binda till sig organiska miljögifter som PCB:er och PAH:er (m.fl. 2001). Eftersom den huvudsakliga råvaran i plast är olja binds organiska miljögifter lätt till plastpartiklar. Dessa kan fungera som effektiva transportörer av miljögifter i miljön och även underlätta flödet till organismerna (m.fl. 2001). Det är dock än så länge oklart hur betydelsefullt detta är för spridningen av miljögifter och i vilken utsträckning det kan påverka olika fiskpopulationer. Fisket viktigaste strukturerande faktorn Sammantaget visar forskningen att fisket är den enskilt viktigaste faktor som påverkat fiskpopulationer i Sveriges sjöar och havsområden. Framför allt gäller det fisket på kommersiellt viktiga arter som t.ex. torsk, sill och skarpsill. Förutom att ett överfiske har lett till en nedgång i torskpopulationer har det selektiva fisket efter stora individer även resulterat i betydande förändringar i åldersstrukturen i det kvarvarande beståndet. Det kan leda till sämre reproduktionsframgång och sämre förmåga hos beståndet att klara naturliga fluktuationer i livsmiljön. Ett intensivt fiske har också påverkat andra organismer i födoväven, vilket kan ha långtgående effekter för hela ekosystemets funktion. Vissa typer av fisken har stor påverkan på det övriga ekosystemet på grund av bifångster av fisk, fåglar och däggdjur. Framför allt är det fisken med finmaskiga bottentrålar som har stora bifångster av fisk, medan fåglar och däggdjur företrädesvis bifångas i garnfiske. En ökad användning av selektiva redskap skulle i vissa fisken minska mängden bifångst. Dock saknas starka incitament för att i högre utsträckning använda dessa redskap. Bottentrålning har, förutom den låga selektiviteten i fisket, även stor påverkan på vissa bottenlevande djur och kan frigöra såväl näringsämnen som miljögifter från sedimentet. Med tanke på fiskets stora påverkan på såväl målarter som ekosystemet i sin helhet, är det av yttersta vikt att våra fiskpopulationer förvaltas uthålligt. Det har visat sig att förvaltning som bygger på kortsiktiga beslut leder till såväl ekologiska som ekonomiska förluster. Vattenbruket kan ses som ett komplement till fisket och näringen har potential att växa om det sker parallellt med en hållbar förvaltning av de akvatiska ekosystemen. Även fritids- och turistfisket har stora förtjänster både ur ett ekonomiskt perspektiv och som en källa till rekreation. Undersökningar visar att näringar kopplade till vattenbruk och fritids- och turistfiske också kan ha stor ekonomisk betydelse för landsbygdsutvecklingen. Övergödning långsiktiga åtgärder krävs Övergödningens effekter på fiskpopulationer är komplexa och kan i ett initialt skede vara positiva för många arter, eftersom födotillgången tenderar att öka. Däremot har flera långtgående effekter av övergödningen haft negativ påverkan på våra fiskpopulationer, exempelvis genom att orsaka syrebrist, igenväxning av grunda skärgårdsområden och förändringar i artsammansättningen i näringsväven. Långsiktiga åtgärder krävs för att begränsa effekterna av övergödning. Minskade utsläpp av såväl fosfor som kväve är nödvändiga och kräver såväl nationella som internationella åtgärder. Dessutom är det av yttersta vikt att beakta både den externa tillförseln och de interna processerna i havet. Näringsämnenas dynamik är komplex och man har inte full förståelse för alla ingående processer. Viktigt är också att beakta att olika havsområden, kuststräckor och sjösystem har olika egenskaper, vilket kräver väl anpassade lösningar då konkreta åtgärder ska sättas in. Hela ekosystemet måste beaktas då man behandlar övergödningsproblematiken. Ny forskning visar t.ex. att avsaknad av rovfiskar (t.ex. torsk) kan förvärra effekterna av övergödning. En minskning av mängden rovfisk kan, precis som ökade utsläpp av närsalter, leda till att mängden växtplankton eller makroalger ökar och i förlängningen orsaka syrebrist och bottendöd. Miljögifter en cocktail av ämnen Miljögifter kan orsaka skador på fisk och bl.a. försämra deras reproduktionsförmåga. Sådana skador har observerats i områden runt industrier eller andra utsläppskällor. Även läkemedel i den akvatiska miljön kan påverka reproduktionsförmågan hos fisk, vilket har observerats i avloppsreningsverkens direkta närområden. Däremot kan inga storskaliga effekter på fiskpopulationer kopplas direkt till miljögifter eller läkemedel. Många fiskpopulationer i har genomgått stora strukturella förändringar där både ett högt fisketryck och övergödning spelat en viktig roll. I ett ekosystem som redan genomgått sådana storskaliga förändringar kan effekten av miljögifter potentiellt ha betydelse för fiskpopulationers förmåga att återhämta sig. Effekter av diffusa utsläpp, såväl vattenburna som luftburna, kan ha större effekt på fiskpopulationer än vi har kunskap om. Fortsatt miljöövervakning, screening och forskning är viktiga verktyg i arbetet med miljögifters påverkan på ekosystemen. Aarestrup K., ., . (2003) Efficiency of a nature-like bypass channel for sea trout (trutta) ascending a small Danish stream studied by telemitry. Freshwater Fish 12: 160168. ., Karås P., Ljunghager F., Mo K., , . (2006) Biologisk recepientkontroll vid Forsmarks kärnkraftverk. Kustlaboratoriets arbetsrapport, 24 sidor. Alheit, J., . (1997) Long-term climate forcing of European herring and sardine populations. 6: 130139. Alheit J., Möllmann C., Dutz J., Kornilovs G., Loewe P., Mohrholz V., Wasmund N. (2005) Synchronous ecological regime shifts in the central Baltic and the North Sea in the late 1980s. 62: 12051215. (2007) Filamentous cyanobacteria in the Baltic Sea: spatiotemporal patterns and nitrogen fixation. Doktorsavhandling, , . ., ., ., ., Hollowed A., Beddington J., ., Sugihara G. (2008) Why fishing magnifies fluctuations in fish abundance. Nature 452: 835839. ., Mo K., . (1999) Biologisk recipientkontroll vid kärnkraftverken. ., ., Karås P., ., , . (2000) Utslagen fiskrekrytering och sviktande fiskbestånd i läns kustvatten. (1987) High natural mortality of Baltic herring (Clupea harengus) eggs caused by algal exudates? 94: 163169. Artdatabanken (2005) Faktablad: ål. Författare: 2005. ., Malatesta R., Donaldson C. (1997) Distributional responses to small-scale habitat variability by early juvenile silver hake, Merluccius bilinearis. Fish 50: 195200. , (1994) The Baltic cod stock: fluctuations and possible causes. 198: 254268. Baker TT., Fair LF., ., Hasbrouck JJ. (2006) Review of escapement goals in , 2006. Fisheries manuscript no. , ., . (1999) The effects of cyprinid reduction on the fish community. Hydrobiologia 404: 6575. ., ., Degerman E., Svedäng H., ., Ulmestrand M. (2007) Effekter av fredningsområden på fisk och kräftdjur i svenska vatten. , Finfo 2007:2. Beverton RJH., . (1957) On the dynamics of exploited fish populations. 19: 533 pp. Bianchi G., Gislason H., , ., ., Korateng K., Manick- chand-Heileman S., Payá I., , , Zwanenburg K. (2000) Impact of fishing on size composition and diversity of demersal fish communities. ICES J. . 57: 558571. Bianchi TS., Engelhaupt E., ., , ., . (2000) Cyanobacterial blooms in the Baltic Sea: Natural or humaninduced? 45: 716726. Bignert A., , L., ., ., , ., . (2007) Miljögifter klassgränser att diskutera. Havet 2007: 7276. (2008) Räddningsplan för . Bonsdorff, E., , , , J. and Norkko, A. (1997) Long-term changes and eutrophication. Examples from the and the Archipelago Sea, northern Baltic Sea. Acta 20: 319329. Brandes J.A., Devol A.H., Deutsch C. (2007) New developments in the nitrogen cycle. 107: 577589. ., ., , P-A. (1994) The Baltic salmon-situation in the past and today. I Reproduction disturbances in fish. Rapport 4346, 1994. Caddy JF., Mahon R. (1995) Reference points for fisheries management. 347, 83 sidor. Cardinale M., (2000) Decreasing weight-at-age of herrring (Clupea harengus) from the Baltic Sea between 1986 and 1996: a statistical analysis. ICES J. . 57: 882893. Cardinale M., Casini M., (2002) The influence of biotic and abiotic factors on the growth of sprat (Sprattus sprattus) in the Baltic Sea. 15: 273281. Cardinale M., Svedäng H. (2004) Modelling recruitment and abundance of cod, Gadus morhua, in the eastern (North Sea): evidence of severe depletion due to a prolonged period of high fishing pressure. 69: 263282. ., Aarestrup K., Nordwall F., ., , . (2004) Migration of landlocked brown trout in two Scandinavian streams as revealed from trap data. Freshwater Fish 13: 161167. Carpenter EJ., ., , Miklas HP., Peck BB. (1972) Polystyrene spherules in waters. Science 178: 749750. Casini M., Cardinale M., (2004) Feeding preferences of herring (Clupea harengus) and sprat (Sprattus sprattus) in the southern Baltic Sea. ICES J. . 61: 12671277. Casini M., Cardinale M., . (2006) Inter-annual variation in herring, Clupea harengus, and sprat, Sprattus sprattus, condition in the Baltic Sea: what gives the tune? Oikos 112: 638650. Casini M., ., ., Cardinale M., Molinero J-C., Kornilovs G. (2008) Multi-level trophic in a heavily exploited open ecosystem. Doi:10.1098/rspb.2007.1752. ., ., Granmo Å., Borgegren A. (2007) Organiska tennföreningar ett hot mot livet i våra hav. Havet 2007: 7781. Cederwall H., . (1990) Biological effects of eutrophication in the Baltic Sea, particularly the zone. Ambio 19: 109112. Conley DJ., Humborg C., ., Savchuk OP., (2002) Hypoxia in the Baltic Sea and basin-scale changes in phosphorus biogeochemistry. Environ Sci Technol 36: 53155320. Crean K., Symes D. (1994) The discards problem: towards a European solution. 18: 422434. ., Gislason H., Pope JG., . (2005) Changes in the North Sea fish community: evidence of indirect effects of fishing? ICES J. . 62: 177188. (2002) Overfishing drives a trophic in the . 225: 5363. Daskalov GM., Grishin AN., Rodinov S., Mihneva V. (2007) Trophic triggered by overfishing reveal possible mechanisms of ecosystem regime shifts. 104: 1051810523. De ., Noordoven W., Murk AJ., Lürling M., . (2006) Behavioural responses of Gammarus pulex (Crustacea, Amphipoda) to low concentrations of pharmaceuticals. 78: 209216. , , , R. (2008) Spreading Dead Zones and Consequences for . Science 321: 926929. , , , R. (1995) benthic hypoxia: A review of its ecological effects and the behavioural responses of benthic macrofauna. Rev 33: 24503. Dinmore TA., Duplisea DE., Rackham BD., DL., . (2003) Impact of large-scale area closure on patterns of fishing disturbance and the consequences for benthic communities. ICES J. . 60: 371380. Eero M., BR., Karlsdóttir HM., Gaumiga R. (2007) Development of international fisheries for the eastern Baltic cod (Gadus morhua) from the late 1880s until 1938. 87: 155166. Elforsk (2006) Vattenkraft miljöeffekter, åtgärder och kostnader i nu reglerade vatten. Elforsk rapport 06:37. (1989) impact on the ecosystem of the Baltic Sea energy flows today and at the turn of the century. Ambio 18: 326332. (2001) Understanding human impact on the Baltic ecosystem: changing views in recent decades. Ambio 30: 222231. (2001) Nitrogen in the Baltic Sea: Managing nitrogen in relation to phosphorus. The Scientific World 1 (S2): 371377. Engström-Öst J., ., Viitasalo M. (2006) Feeding and refuge use by small fish in the presence of cyanobacteria blooms. Environ Biol Fish (2006) 76: 109117. Engström-Öst J., Candolin U. (2007) Human-induced water turbidity alters selecion on sexual displays in sticklebacks. Behavioral ecology 18: 383 398. Engström-Öst J., Lehtiniemi M., , ., Viitasalo M. (2002) Does cyanobacterial toxin accumulate in mysid shrimps and fish via copepods? J Exp 276: 95107. (2003) Origins and biological accumulation of small plastic particles in fur seals from Macquarie . Ambio, 32: 380384. Essington TE., Beaudreau AH., Wiedenmann J. (2006) Fishing through food webs. PNAS 103: 31713175. (2005) Biologiska undersökningar vid 19972001. Fent K., Escher C., Caminada D. (2006) Estrogenic activity of pharmaceuticals and pharmaceutical mixtures in a yeast reporter gene system. 22: 175185. (2002) Biologiska effekter och ekonomiska konsekvenser av ett svenskt unilateralt torskfiskestopp. Regeringsuppdrag, dnr 43-2362-02. (2004) Musselodling En kretsloppsnäring för god miljö och hälsa samt ny sysselsättning i skärgården. (2005) Svenska vattenbruksanläggningars belägenhet, närsaltstillskott och övriga miljöeffekter. Redovisning av ett regeringsuppdrag beträffande vattenbrukets miljöpåverkan. (2006) Fakta om svenskt fiske. Statistik . /statistik/statistik.htm (2007a) Åtgärder för att möjliggöra noggrannare uppskattningar av fiskets bifångster samt deras effekter på hotade arter och bestånd. (2007b) Räkna fisk i havet så går det till. (2007c) Fiskbestånd och miljö i hav och sötvatten. Resurs- och miljööversikt 2007. (2008a) Fiskbestånd och miljö i hav och sötvatten, Resurs- och miljööversikt 2008. (2008b) Försök med skarpsillsutfiskning. ., , Vuorinen I., Viitasalo M. (1998) Changes in northern Baltic zooplankton and herring nutrition from 1980s to 1990s: top-down and bottom-up processes at work. 165: 127136. Florderus S., . (1990) Resuspension in the : impact of variation in wind climate and fishery. 31: 487-498. ., ., ., Leggett WC. (2005) Trophic in a formerly cod-dominated ecosystem. Science 308: 16211623. ., RST., ., MacMullen P. (2007) Fishing practice, gear design, and the ecosystem approach three case studies demonstrating the effect of management strategy on gear selectivity and discards. ICES J. . 64: 744750. Granéli E., , ., Granéli W., . (1990) Nutrient limitation and primary production in the Baltic Sea area. Ambio 19: 142151. (2005) Environmental consequence analyses of fish farm emissions related to different scales and exemplified by data from the Baltic a review. 60: 211243. Halpern BS., . (2002) reserves have rapid and lasting effects. 5: 361366. Hannig M., Lavik G., Kuypers M.M.M., Woebken D. Martens-Habbena W. . (2007) Shift from denitrification to anammox after inflow events in the central Baltic Sea. 52: 13361345. (1999) Planning of execution of the fish reduction in . Hydrobiologica 404: 5963. (1987) Effects of pulp and paper mill effluents on fish communities in the Gulf of Bothnia, Baltic Sea. Ambio 16: 344348. (2005) Resultatredovisning för projektet övergödning och förbättrat fiske. Opublicerad rapport från . (1990) Eutrophication and Baltic fish communities. Ambio 19: 123125. , Lindesjöö E., Förlin L., Balk L., Bignert A., . (2006a) Long-term monitoring of the health status of female perch (Perca fluviatilis) in the Baltic Sea shows decreased gonad weight and increased hepatic activity. 79: 341355. , Schiedek D., ., Vuorinen PJ., Liewenborg B., Noaksson E., Tjärnlund U., ., Balk L. (2006b) Biochemical biomarkers in adult female perch (Perca fluviatilis) in a chronically polluted gradient in the recipient (). 53: 451468. ., Härkönen TJ. (1999) Development in the Baltic grey seal (Halichoerus grypus) and ringed seal (Phoca hispida) populations during the 20th century. Ambio 28(7): 619627. (2003) Dynamic pollution control time lags and optimal restoration of ecosystems. Economics 47: 7993. ., Branch TA., ., ., ., Scheuerell MD., Valero JL. (2003) State of the worlds fisheries. 28: 359399.