Fosforförluster från mark till vatten - naturvardsverket.se · tillgänglig fosfor är troligen oorganisk ortofosfat (PO4-P). I situationer där ortofosfat är begränsande kan

Fosforförluster från mark till vatten

RAPPORT 5507 • OKTOBER 2005

Efter den 1 juli 2011 ansvarar Havs- och vattenmyndigheten för denna publikation.Telefon 010-698 60 [email protected]/publikationer


Identifikation av kritiska källor och

möjliga motåtgärder

Barbro Ulén (Red.)

NATURVÅRDSVERKET

Beställningar Ordertel: 08-505 933 40 Orderfax: 08-505 933 99

E-post: [email protected] Postadress: CM-Gruppen, Box 110 93, 161 11 Bromma

Internet: www.naturvardsverket.se/bokhandeln

Naturvårdsverket Tel 08-698 12 00, fax 08-20 29 25 E-post: [email protected]

Postadress: Naturvårdsverket, SE-106 48 Stockholm Internet: www.naturvardsverket.se

ISBN 91-620-5507-0

ISSN 0282-7298

© Naturvårdsverket 2005

Tryck: CM Digitaltryck AB Omslagsfoto: Hans Kongbäck/N

N A T U R V Å R D S V E R K E T R a p p o r t F o s f o r f ö r l u s t e r f r å n m a r k

t i l l v a t t e n

Förord Ett av Sveriges miljökvalitetsmål är ”Ingen övergödning”. Ett av delmålen till detta miljökvalitetsmål är att fram till år 2010 ska de vattenburna utsläppen av fosforföroreningar från mänsklig verksamhet ha minskat kontinuerligt från 1995 års nivå. En utredning med uppgift att närmare precisera detta delmål har lämnats från Naturvårdsverket under våren 2004. Utredningen föreslår att orden ”minskat kontinuerligt” ersätts med ”minskat med minst 20 %”. Den lydelsen åter-finns i regeringens proposition 2004/5:150 ”Svenska miljömål – ett gemensamt uppdrag”. I takt med att reningsverken byggts ut utgör fosforn från jordbruksmark en allt större andel av fosforn till vatten, åtminstone i södra Sverige.

Den internationella expertutvärderingen kring övergödningssituationen i våra hav, som Naturvårdsverket låtit genomföra 2005, sätter också förnyat fokus på betydel-sen av åtgärder för minskade fosforförluster. För att göra befintlig kunskap till-gänglig har en uppgradering av den tidigare rapporten ”Förluster av fosfor från jordbruksmark” (NV 4731) utförts av Barbro Ulén. Författaren ansvarar ensam för rapportens innehåll. Naturvårdsverket hoppas att rapporten kommer till nytta i det fortsatta praktiska arbetet med att minska förlusterna. Ingrid Rydberg och Kersti Linderholm har för verkets del beställt och granskat rapporten. Stockholm oktober 2005 Björn Risinger Direktör, Naturresursavdelningen

3


t i l l v a t t e n

4


t i l l v a t t e n

Innehåll Förord 3 Innehåll 5 Sammanfattning 7 Summary 8 1 Fosfors förekomst 9

1.1 Tre former av fosfor i jorden 10 1.2 Jordarnas förmåga att sorbera fosfor 12 1.3Jordars fosformättnadsgrad 13 1.4 Organiskt bunden fosfor i jord 14 1.5 Fosfor i stallgödsel 15 1.6 Fosforkoncentrationer i svenska jordar 16 1.7 Fosfor i vatten 17 1.8 Fosforkoncentrationer i vatten från åkermark 18

2 Diffusa fosforförluster från mark - mekanismer för mobilisering och transport 21

Allmän beskrivning av diffusa förluster 21 2.1 Mikroorganismernas och mykorrhizans roll 21 2.2 Förluster via mark och dräneringsrör 22 2.3 Ytvattenförluster 23

3 Fosforförlusternas storlek 26 Allmänt om kvantifiering av fosforförluster 26 3.1 Avlopp från enskilda hushåll 26 3.2 Bakgrundsnivåer 27 3.3 Förluster från enskilda fält 28 3.4 Förluster från avrinningsområden 29 3.5 Riskbedömning i ett avrinningsområde 29

4 Fosforn omsättning i vattendrag 33 4.1 Processer 33

5 Fosforns omsättning i sjöar 34 5.1 Processer 34 5.2 Fosforns algtillgänglighet 35

6 Åtgärder för att minska fosforförlusterna 36 Allmänt om fosforförluster från mark 36 6.1 Punktkällor 38 6.2 Förändrade odlingsmetoder 38

Bilaga 1 48 Undersökningsmetoder och modellering 48

1 Sugceller 48 2 Lysimeterar 48 3 Rutförsök 48 4 Försöksfält 49 5 Små avrinningsområden 50

5


t i l l v a t t e n

6 Kombination av mätningar på olika nivåer 51 Modellberäkningar 52

Referenser 53

6


t i l l v a t t e n

Sammanfattning Fosforn omsätts med en rad processer från sin väg från marken till vattendraget, sjön eller havet. Processerna kan vara såväl biologiska, fysikaliska och kemiska och fosforn kan vara både i löst form eller bunden till partiklar i oorganisk eller organisk form. För att kunna förstå sambanden mellan markanvändningen och den slutliga miljöeffekten i vattnet är det nödvändigt att lära sig så mycket som möjligt om de olika fosforformerna och hur de omvandlas. Det är också nöd-vändigt att lära sig förstå hydrologin i marken som är drivkraften i fosfor- förlusterna.

Många delprocesser är otillräckligt kända och borde undersökas mer. Det gäller speciellt den organiska fosforns förekomst och omsättning. De kunskaper man har härstammar framför allt från 16 observationsfält och ett antal jordbruks-bäckar, medan systematiska fältstudier av fosforförluster från mark är mycket få.

Kvantitativt sker förlusterna mycket heterogent, både i tid och rum och därför existerar inga modeller som nöjaktligt kan beskriva dem. Ett praktiskt tillväga-gångssätt för att minska förlusterna är i stället att identifiera de fält som har den högsta risken för förluster. Genom en kartering av jordart, dräneringsförhållanden, fosformättnadsgraden och jordarnas aggregatstabilitet kan man komma en bra bit på väg. Genom att sedan sätta in åtgärder på problemfälten kan man komma åt en stor del av problemet med fosforförluster från jordbruksmarken. De tre typer av problemjordar som dominerar i Sverige är:

1) Lerjordar. Dessa är ofta system eller behovsdränerade och mycket av fosforn förs ut i vattendraget via ledningarna. Fosforn är ofta i både löst och partikelbunden form.

2) Mjälajordar. Dessa är till sin karaktär struktursvaga och från dem mobiliseras därför lätt jordpartiklar, partiklar som har fosfor bundet till sig. Från dessa jordar kan ibland de direkta förlusterna via ytavrinning ovan marken vara betydande.

3) Lätta jordar med mo och sand som har gödslats upp under en lång tid och har lite järn eller aluminium i profilen. Fosforn kan passera genom mat-jorden och alven och föras ut via dräneringsledningarna. Fosforn är till stor del i löst form.

För alla typer kan man redan nu lista många åtgärder med vars hjälp man kan minska förlusterna på såväl kort som lång sikt. Förändrade odlingsåtgärder, åtgär-der med dräneringen och andra åtgärder på fältet har den största potentialen.

7


t i l l v a t t e n

Summary As it moves from soils to watercourses and on to lakes and seas, phosphorus is involved in a number of processes. Those can be biological, physical or chemical, and the phosphorus can be in dissolved form or bound to particles in organic or inorganic form. In order to understand the relationships between land management and its environmental effects on water, it is necessary to know as much as possible about the various forms of phosphorus and how they transform. It is also necessary to understand soil hydrology, which is the key factor in phosphorus losses.

Many of the processes involved are not adequately understood and need further study. This is especially true of processes involving all chemical forms of phospho-rus and the turnover of organic phosphorus. Existing knowledge of such matters is based primarily on data from sixteen Swedish observation fields and a few small streams that drain farmland. There are very few systematic field studies of phos-phorus losses from soil. Such losses vary widely in both rate and quantity, and at this time there are no models which adequately describe them. A practical method for reducing losses is to identify areas which are subject to the highest risk. Considerable progress can be achieved by mapping soil types, drainage conditions, level of phosphorus satura-tion, and the aggregate stability of soils. If suitable measures are then taken in problem areas, it is possible to reduce a large portion of phosphorus losses from farmland. In this regard, the three types of soil that are most problematical in Sweden are:

1) Clay soils. These are often drained, and much of the phosphorus is trans-ported to watercourses via the drainage system; entire fields or only certain parts of them may be drained. The phosphorus is often present in both dis-solved and particle-bound form.

2) Silt soils. It is a characteristic of such soils that they are structurally weak, and particles are easily dislodged from them. Phosphorus is often bound to such particles, so that surface runoff from such soils can sometimes result in significant losses of phosphorus.

3) Light soils containing coarse and fine sand which have been fertilized over a long period of time and contain little iron or aluminium in top and sub-soil. Phosphorus, mainly in dissolved form, can pass through soils and sub-soils, and then be transported to watercourses via the drainage system.

For many types of soil, there are already numerous measures that can be taken to reduce phosphorus losses in both the short and long run. Changes in farming tech-niques, drainage methods and other measures in the field offer the greatest poten-tial.

8


t i l l v a t t e n

1 Fosfors förekomst 1.1 Allmän beskrivning av fosforförluster Fosfor (P) kan transporteras från jordbruksmark både i partikulär och i löst form. Denna transport sker ofta snabbt under specifika episoder. Den kan ske både på markytan och via marken (Figur 1). Praktiskt taget all löst fosfor är direkt biolo-giskt tillgänglig, medan den partikulära fosforn måste undgå någon form av lös-ningsreaktioner, t ex desorption, innan den kan tas upp av växter. Under transpor-ten till vattendrag och sjöar kan löst och partikulär fosfor reagera med jorden som vattnet passerar. För fosforn som kommer från jordbruksmark kan dessa reaktioner dramatiskt ändra den verkan som fosforn har på eutrofieringen. I vattendraget/sjön kan en del av den partikulära fosforn sedimentera. Fosforn som bundits till sedi-menten kan i ett långt senare stadium bli tillgänglig för biologiskt upptag. Detta kan ske under vissa kemiska förhållanden eller när väderförhållanden förorsakar turbulens eller resuspension av sedimenten. Eftersom fosforn förekommer i olika former, reagerar såväl fysikaliskt, kemiskt som biologiskt och ingår i både snabba och mycket långsamma processer är det komplicerat att utvärdera miljöeffekten av fosforn som kommer från jordbruksmark.

9


t i l l v a t t e n

Figur 1. Fosforns omsättning (från Pierzynski et al., 1997).

Fosforupptag av växter Vanligen anges ett koncentrationsvärde på 0,2 mg/l som den nivån som växterna be-höver, men till och med en så pass låga koncentration som 0,03 mg/l har visat sig till-räckligt för jordbruksproduktion (Mengel & Kirkby, 1987). Kritiska nivåer för algtillväxt i vatten är lägre t. ex. 0,005-0,01 mg/l (McCutcheon et al., 1992). Huvudformen för växt-tillgänglig fosfor är troligen oorganisk ortofosfat (PO4-P). I situationer där ortofosfat är begränsande kan dock troligen löst organisk fosfor tas upp av både växter på land och av fria alger i vatten (Ron Vaz et al., 1993).

1.2 Tre former av fosfor i jorden Den allra största mängden av fosforn i jorden är otillgängliga för växtupptag på grund av att den till stor del är kemiskt hårt bunden. En del fosfor är också bunden i organisk form och en mindre del finns som joner fästa på markpartiklarna (ad-sorbtion). Den direkt växttillgängliga fosforn i markvätskan utgör den minsta mängden. Den komplexa kemiska jämvikten mellan joner i markvätskan och den kemiskt bundna fosforn är alltså starkt förskjuten till den fasta fasen. Olika jordar (liksom sjösediment) har mycket olika kapacitet att adsorbera och desorbera (släp-pa) fosfor. Fosforns låga löslighet medför att mycket litet (ung. 0,7 mg/l eller 0,5 kg/ha) föreligger i löst form (Persson et al., 1994). I jordar som är nygödslade kan maxhalter på 6-8 mg/l uppmätas i markvätskan.

10


t i l l v a t t e n

Figur 2. Fosforföreningar vid olika pH (från Brady, 1984). Mängden fosfor i de olika polerna är kontrollerade av koncentrationsförändringarna och kan beskrivas som kemiska jämviktstillstånd där sorption-desorptionprocesser sker tillsammans med kemiska fällnings- och upplösningspro-cesser. Denna bild visar den fosfor som föreligger i kemisk form. Dessutom finns det en rad or-ganiska bundna fosforföreningar i jorden.

Sorberad fosfor Oorganisk P i jorden finns i tre olika stadier; absorberad inne i markpartiklar, adsorbe-rad till partikelytor och i löst form i vätskefasen. Det är vanligt att fosforn är bunden till ytor av t ex leror. I allmänhet kommer högvittrade jordar att adsorbera mer fosfor efter-som de har stort innehåll av ler, aluminiumoxid och järnoxid. Det kan vara svårt att be-stämma om fosforn är absorberad eller adsorberad till jorden. Båda begreppen sam-manfattas därför ofta som sorberad fosfor.

Analys av fosfor i jorden Fosfor i jorden kan analyseras genom totaluppslutning med oxiderande syror och med olika extraktionsmetoder. Internationellt förekommer en rad olika metoder, vilket är ett stort problem om man ska göra jämförelser. I Sverige har man av tradition mest använt P-AL metoden. Till 5,00 g lufttorr jord sätts 100 ml av en lösning bestående av 0,1 M ammoniumlaktat och 0,4 M ättiksyra (pH 3,75). Blandningen får jämvikta vid 21ºC på skak under 90 minuter. Lösningen filtreras genom ett cellulosa acetat filter med en por-diameter av 0,2 µm, varefter den molybdatreaktiva fosforn bestäms i filtratet. Numera används ICP-teknik i stället för kolorimetrisk metod varför även vissa lösliga organiska föreningar inkluderas i P-AL-talet som därför automatiskt blir något högre. Metoden ger en relativt god uppfattning om mängden växttillgänglig fosfor vid normala svenska pH-värden men tar inte hänsyn till all organiskt bunden fosfor. Med ett annat extraktions-förfarande enligt Olsen & Sommers (1982) som används mycket i USA, extraheras en lättlöslig form av P, Bray-P. Den svenska metoden för förrådsfosfor (P-HCl) då jorden extraheras med saltsyra motsvarar omkring 80-90 % av den totala fosforn man får efter en kraftig uppslutning (Eriksson, et al., 1999). I P-HCl ingår betydligt mer av den orga-niskt budna fosforn. Föreningar som kräver kraftig oxidation för att gå i lösning ingår däremot inte, liksom mycket hårt mineralbunden fosfor. Fosforfraktionering enligt Hieltjes & Lijklema (1980) nyttjas mycket i limnologiska sammanhang.

11


t i l l v a t t e n

Jordbruksjordar i Sverige har normalt ett pH som varierar från 5,5-7,4. Den största andelen tillgänglig fosfor finns i samma intervall (Figur 2). Huvuddelen av Sveri-ges åkerjord är naturligt fattig på lättillgänglig fosfor på grund av kallt klimat och långsam vittring av mineralerna. Mera vittrade mineraler betyder att det finns mera ytor som kan sorbera fosfor än när det bara finns normalt strukturerade mineraler. Fosfor frigörs vanligen till markvätskan genom vittring av, och desorption från apatiter och från kalciumfosfater, samt mineralisering av organisk substans. Fos-forn som tillförs med gödslingen kan fixeras till de icke-kristallina oxiderna av järn och aluminium (Fe och Al). Fosforn kan också inkapslas genom att den blir inne-sluten i amorfa strukturer t. ex. de med sammansättningen Al-O-OH. Detta gör att fosforn från gödslingen ”åldras”. Fosfor bildar också svårlösliga föreningar med kalcium vid höga pH-värden och med Fe och Al vid låga pH-värden. Rena kemiska fällningsreaktioner med järn- och aluminumföreningar kan därför förekomma (Figur 2) t. ex. som flouroapatit. Denna kemiska fixering av fosfor minskas vid närvaro av organiska ämnen.

1.2 Jordarnas förmåga att sorbera fosfor Sorbtionen av fosfor påverkas av odlingsåtgärder (gödsling, kalkning, förändrad mullhalt jordbearbetning, mm) som förändrar halten växttillgänglig fosfor. Vid tillförsel av stallgödsel tillför man både fosfor och organiskt material. Sorptionen påverkas också av jordens pH, och innehåll av organiskt material. Nära en rot kan utsöndringar från denna, i form av t ex oxalat och citrat, påverka sorptionen efter-som dessa joner konkurrerar med jonerna i jorden.

Av betydelse för jordens sorptionskapacitet (PSC) är hur den fosforgödslats tidigare, dess fosforinnehåll och dess övriga egenskaper. En viktig faktor är jordens innehåll av amorfa, dvs. strukturlösa, former av alumiumoxider (Borggaard et al., 1990; Bloom, 1981; Börling et.al., 2001). Komplex av organiska ämnen verkar också påverka PCS (Bloom, 1981; Börling et al., 2001; Niskanen, 1990a och b). Organiskt material förhindrar kristalliseringen av hydroxider och ökar därför jor-dens reaktivitet (Niskanen, 1990a och b; Borggaard et al., 1990). Å andra sidan kan organiska syror (t. ex. från stallgödsel) ockupera bindningsställen och minska fast-läggningen (Ivarsson, 1989). Ju mera aluminium, järn eller lera en jord innehåller, ju mera fosfor kan den adsorbera. Denna förmåga ökar också vid mycket låga eller vid höga pH-värden. I svenska jordar beskrivs ofta aluminium som den parameter som har det största inflytandet på absorptionen.

Absorptionsindex och fosformättnadsgrad Absorptionsindex (PSI) kan uttryckas som mängden absorberad fosfor dividerat med logaritmen för jämviktskoncentrationen d.v.s.

PSI=X/log C (mmol·kg-1 jord). Graden av fosformättnad (DPS) kan uttryckas som en kvot mellan P-AL talet och PSI: DPS= P-AL/PSI.

12


t i l l v a t t e n

För att kvantifiera PCS på ett enkelt sätt kan man använda ett index - PSI (Börling et al., 2001). Man tillsätter en stor mängd fosfor som får jämvikta sig med jorden och får ett maximumvärde som är typiskt för absorptionsreaktionen (Bache & Williams, 1970). Därefter beräknar man jämviktskoncentrationen vid absorbering-en. Detta är alltså en snabbmetod för att se om jorden närmar sig en fosformätt-nadsnivå som ökar risken för fosforförluster. En sådan jord måste man fosforgödsla med stor försiktighet eller inte alls.

När absorberad fosfor ackumulerar i en jord med låg absorptionskapacitet kom-mer fosformängden i den lösta polen att öka vilket kan leda till mer förluster av fosfatfosfor (PO4-P) till miljön (Beauchemin & Simard, 1999). På så sätt visade Uusitalo & Tyhkanen (2000) på ökad fosfordesorptionen då oxider av aluminium och järn blev mer fosformättade. När en jord till slut har klassats som fosformättad har den en dålig absorberande förmågan eftersom det inte finns absorptionsplatser kvar. Dessutom gör höga koncentrationer av anjoner på partikelytorna att de stöter ifrån varandra mera än annars.

1.3 Jordars fosformättnadsgrad För att bestämma hur mycket fosfor som det är lämpligt att gödsla med i Sverige används vanligen P-AL metoden. Med denna extraherar man den växttillgängliga fosforn i en sur ammoiumlaktatlösning (Egnér et al., 1960). P-AL metoden ger däremot inte tillräcklig information om risken för fosforläckage eftersom varje jordtyp har olika mönster (Djodjic & Börling, 2004). P-AL metoder bör därför kombineras med bestämningar av sorptionskapaciteten och av fosformättnadsgra-den om man vill se om den kan klassas som riskjord för fosforläckage. Genom att beräkna jordarnas grad av fosformättnad (DPS) kan man få en indikation på deras potential att frigöra fosfater. Låg grad av fosformättnad kan indikera litet läckage. Det skulle behövas en enkel metod för att bestämma gödslingsbehovet och fosfor-mättnaden och som man samtidigt kan relatera till jordens risk för förluster av fosfatfosfor. I Nederländerna finns ett sådant fosforindex som är anpassad till de-ras typ av jordar, men den passar inte för svenska jordar med mycket apatiter. DPS beräknad för några svenska jordar har visat sig vara relaterad till fosfatkoncentra-tionen i dräneringsvattnet, men det är bara en indikation då sambandet är baserat på bara ett fåtal försöksfält (Figur 3).

Man bör inte bara känna till fosformättnadsgraden utan också varför och hur transporten av fosforn sker. I lerjordar kan snabba flöden från markytan dominera (Djodjic, et al., 1999) och för dessa jordar är därför analysen av ytjordens fosfor-mättnadsgrad speciellt viktig. I sandjordar rinner vattnet med mera kontakt med jordpartiklarna i markprofilen. Det blir viktigt att också bestämma markkemiska förhållanden i alven (Beauchemin & Simard, 1999). En alv som kan binda fosforn och som dessutom har en sådan struktur att växtrötterna tar sig dit innebär en mins-kad risk för fosforutlakning.

13


t i l l v a t t e n

0.00

0.05

0.10

0.15

0.20

0.25

0.30

0.35

0.40

0.45

0 25 50 75 100 125 150 175

DRP (mg l-1)

DPS-AL (%)

Figur 3. Graden av fosformättnad uttryckt som kvoten mellan fosfor, järn och alumininum (DPS_AL) och medelhalten av fosfatfosfor (PO4P) i dräneringsvatten från några svenska och nordiska fält (Ulén , 2005). För sandjordar har fosformättnaden i alven utnyttjats.

1.4 Organiskt bunden fosfor i jord I mineraljordar utgör den organiskt bundna fosforns del av det totala fosforinne-hållet en okänd andel Av den organiskt bundna fosforn kan en del vara lätt om-sättningsbart medan andra fraktioner kan vara stabila. Mindre än hälften av de organiska fosforföreningarna i jorden är identifierade. Den största gruppen är fytinsyror. Andra vanliga P-föreningar är fosforlipider och nukleotidfosfater (Leinweber et al., 2002). Att det finns så få enkla organiska föreningar beror antagligen på att enzymerna snabbt bryter ner dem. Fosfataser och andra enzymer som har extracellulärt ursprung från rötterna spelar då vanligen en stor roll. Rötter-na utsöndrar organiska ämnen och vid nedbrytningen av organiskt material frigörs också organiska föreningar i markvätskan. Med hjälp av dessa kan fosfater hållas mer lättillgängliga i marken (Stevenson, 1981).

Färska växtrester med mycket lättnedbrytbart organiskt material kan snabbt ge ifrån sig oorganisk fosfor till marklösningen, medan mera stabila organiska material som organiskt slam, humus och kompost vanligen ger ifrån sig fosfor långsamt. Ju högre vattenhalt ett material har ju mindre fosfor finns det i den fasta fasen. Organiska gödselmedel innehåller både organiskt bunden fosfor och oorga-nisk (mineralisk) fosfor. Flytgödsel från svin och nöt har en mycket stor andel vattenlöslig oorganisk fosfor jämfört med fast stallgödsel (Figur 4). Minst var andelen vattenlöslig fosfor i slam från komposterad gödsel som sedimenterat. Mycket vattenlöslig fosfor kan vara negativt i och med att växterna kanske inte hinner ta upp fosforn som istället binds till jorden. Fosforn i den fasta fasen kom-mer i stället att frigöras på längre sikt vid nedbrytningen av den organiska sub-stansen.

14


t i l l v a t t e n

1.5 Fosfor i stallgödsel Ungefär 70 % av fosforn i stallgödsel beräknas vara i form av kalciumfosfat och resterande 30 % i en organiskt bunden form (Hoffman & Hege, 1985)., som om-sätts relativt snabbt (Werner et al., 1988). Stallgödselfosforn betraktas vanligen schablonmässigt som lika lättillgänglig för växterna som mineralgödselfosforn, även om fosforn i stallgödsel finns i olika former. Exempel finns på att stallgödsel-tillförsel ökar mängden lättrörlig fosfor djupare ner i markprofilen mer än vad mineralgödseltillförsel gör (Eghball et al., 1996). Denna lättrörlighet anses hänga samman med innehållet av högmolekylära, vattenlösliga föreningar i stallgödseln. Organiska fosforkomplexen har visat sig förflyttas snabbare till större djup än oor-ganiskt fosfor (Pagel et al., 1985). En växtföljd med mycket stallgödsel och vall medför också mycket organiska syror vilket gör att fosfaterna blir lösliga. Detta kan bero på indirekta mikrobiella processer som kan öka markens potential för att transportera fosforn.

Flytgödsel av svin och höns innehåller stora mängder oorganisk fosfor i form av fosfater (Leinweber et al., 2002). Mark som gödslats med stallgödsel under en längre period har framför allt förhöjda koncentrationer av oorganisk fosfor. Detta beror även på att det sker en snabb mineralisering av organisk fosfor till oorganisk fosfor (Steineck et al, 2000).

Flytgödsel Strögödsel Fastgödsel Org. slam Org. slam svin nöt kyckling nöt flytande sedimenterat TS 2,9% 4,6% 68% 32% 7,1% 23%

Figur 4. Andelen av fosfor som är extraherbar i vatten (%) och andel torrsubstans (TS) i flytgöd-sel, strögödsel, fastgödsel och organiskt slam från komposterad gödsel (från Withers et al., 2003).

15


t i l l v a t t e n

P-AL klasser De fosforkoncentrationer man får efter extraktion i den sura ammoniumlaktatlösningen brukar delas in i fem klasser som det undersökta fältet klassificeras efter: P-AL-klass mg P/100 g jord

I <2 II 2,0-4,0 III 4,1-8,0 IV 8,1-16 V >16

Eftersom man ofta övergått från kolorimetrisk till ICP-teknik vid analysen mäter man numera något högre P-AL tal än för några decennier sedan

1.6 Fosforkoncentrationer i svenska jordar Ursprungligen var huvuddelen av de svenska jordarna fattig på växttillgänglig fos-for vilket visades i fältexperiment på 1930- och 1940-talet. Dessa försök banade väg för en kraftig fosforgödsling, speciellt av sockerbetor och potatis, under 60-talet och början av 70-talet. Nu har gödslingen av mineralgödsel minskat igen och motsvarar i genomsnitt 6 kg P/ha (Statistiska centralbyrån, 2002). Gödslingen med stallgödsel har däremot varit ganska konstant ända sedan 20-talet och motsvarar 8 kg P/ha åker (Statistiska centralbyrån, 2002). Under en 40-årsperiod har man byggt upp en fosforreserv i jordbruksjordarna som beräknats till 600-700 kg/ha (Andersson et al., 2000). Vidare sammanfattade Eriksson et al. (1997) att endast 13,5 % av Sveriges 2,7 milj. ha jordbruksmark tillhörde de två lägsta fosforklass-erna av de fem som baseras på P-AL-bestämningar. Medelvärdet från en landsom-fattande undersökning (3109 matjordsprov) var ett P-AL tal på drygt 10. Detta motsvarar klass IV på den femgradiga klassindelningen (se faktarutan). Högst var P-AL talet i sydlänen och på södra östkusten (Tabell 1). De undersökta jordarna har också karakteriserats med avseende på textur, pH och organisk substans (data från Eriksson et al., 1999).

16


t i l l v a t t e n

Tabell 1. Antal jordprov i matjordsskiktet, jordens specifika area (SA), pH, organisk substans (Org. subst.) P-AL och P-HCL (mg/100 g torr jord), fosforklass samt beräknad totalfosfor (TOTP) i procent i sex olika regioner i Sverige. Data från Eriksson et al., (1997, 1999)

Region län Antal SA* pH Org. P-H TOTP** P-AL P klass subst. Cl (%) (mg/100 g) (%) (mg/100 g) Norrland AC, 364 3,5 6,0 7 78 0,093 7,0 III BD, Z, Y, X, W V Svealand och S, T, P, 490 4,0 6,0 6 75 0,090 5,9 III NV Götaland O Mälarregionen U, C, 572 5,3 6,3 6 84 0,098 9,7 IV AB, D S Östkusten E, H, I 490 3,8 6,7 8 82 0,097 12,3 IV Centrala R, F, G 449 3,2 6,2 7 85 0,098 9,3 IV Götaland Sydlänen K, M, N 744 2,9 7,3 5 87 0,101 14,6 IV

*beräknad från sambandet SA = (andel ler * 8 + andel mjäla * 2,2 + andel sand * 0,3) * bulkden-sitet **beräknad från sambandet %TotP = 0,0008877 * P-HCl + 0,0237 (Eriksson et al., 1999)

Analys av olika fosforformer i vatten Det finns ingen klar gräns mellan partikulär och löst fosfor. Den lösta fosforn analyseras som den fosfor som kan passera ett filter och den partikulära fosforn som den fosfor som fångas på filtret. Vanligen används membranfilter med porstorleken 0,45 mm eller 0,2 mm. Den partikelbundna fosforn (PartP eller PP) beräknas vanligen som skillnaden i totalfosforkoncentration före och efter filtreringen. Den allmänt använda analysmeto-den för lösta fosfater utförs i sur miljö efter filtreringen. Det låga pH-talet kan medföra att en del lösta organiska syror hydrolyseras och kommer att ingå i analysresultatet. Detta är antagligen av mindre praktisk betydelse eftersom algerna ofta kan utnyttja också den fosforn. Analysresultatet brukar redovisas på flera sätt: som fosfatfosfor (PO4-P), som ’dissolved reactive phosphorus’ (DRP) eller som molybdatreaktiv fosfor (MRP). Här har den betecknats som (PO4-P(f)) för att visa att man filtrerat provet före analysen. Resterande fosfor i filtratet brukar också redovisas på flera sätt: som övrig filtrerad fosfor (övr.P (f)), som ’dissolved unreactive phosphorus’ (DUP) eller som ’dis-solved organic phosphorus’ (DOP). Den sistnämnda beteckningen är dock tveksam eftersom denna fraktion inte har visats sig vara i organisk form, tvärtom kan mycket vara som oorganiska kolloider (Ulén, 2003b).

1.7 Fosfor i vatten Fosforn i vatten kan finnas som oorganisk eller organisk partikulärt bunden fosfor och som oorganisk och organisk löst fosfor. Mellan den partikulära fosfor och den lösta formen finns dessutom en mellanform: fosfor bunden till mer eller mindre kolloidala partiklar med mycket långsam sedimentationshastighet (Ulén, 2004a). Den oorganiska partikulära fosforn kan vara fosfor adsorberad på metalloxider eller bunden till lerpartiklar på annat sätt eller den kan bildas vid kemisk utfällning av metalljoner med fosforföreningar, vid nedbrytning av organiskt material, och i vissa tillfällen, genom fällning med kalcium. Desorption av oorganisk löst fosfor sker snabbt – inom ett par sekunder till upp till någon minut (Leinweber et al.,

17


t i l l v a t t e n

2002). Fosfater uppträder som ortofosfater, H2PO4- eller HPO42- varvid fördel-ningen huvudsakligen är beroende på pH. Båda formerna tas lätt upp av växternas rötter och av algerna i vattnet. Vidare kan oorganiskt löst fosfor uppträda som poly- och megafosfater som kan hydrolyseras till ortofosfater. Organiskt löst fosfor kan finnas i socker, fetter, proteiner. Identifierade föreningar är av flera typer: mono-estrar, sockerfosfater, diestrar och fosfonater. Man vet ofta inte om dessa ämnen härstammar från aktiva celler eller från döda celler vid nedbrytning.

1.8 Fosforkoncentrationer i vatten från åkermark Fosforhalterna i vatten som rinner av på ytan, eller dränerar genom marken varierar väldigt mycket, både i tid och rum. I tabell 2 anges långtidsmedelhalter från olika regioner i Sverige för vatten från dräneringsrör som avvattnar ren jordbruksmark. Vattnet kan ha nått dräneringsledningarna efter att ha passerat markprofilen eller också, i flera fall, mera direkt via ytvattenbrunnar. Det är alltså en blandning av yt-vatten och vatten som passerat markprofilen som analyseras. Hur stor andel som är ytvatten är okänt. Vattenproverna är momentanprover.

Tabell 2. Vatten från dräneringsrör. Antal observationsfält, jordens specifika area (SA), årsav-rinning (AVR), pH, totalt organiskt kol (TOC), totalfosfor (TOTP) och fosfatfosfor efter filtrering (PO4P(f)) i vatten från dräneringsrör som långtidsmedelvärden 1977-1999 vid momentanprov-tagning i sex olika regioner i Sverige. Observationsfälten ingår i Naturvårdsverkets miljööver-vakning. Vattnet påverkas inte av avlopp eller av skog.

Region Län Antal SA* AVR pH TOC** TOTP PO4P(f) (mm) (mg/l) Norrland AC, Z 2 3,6 275 6,2 5 0,05 0,02 V Svealand , NV Götaland S, T 2 3,0 216 6,2 - 0,15 0,08 Mälarregionen med omnejd C, D 2 9,2 145 7,1 13 0,29 0,10 S Östkusten E 4 4,7 145 7,6 6 0,12 0,07 Centrala Götaland R 2 3,6 230 7,1 8 0,10 0,04 Sydlänen M, N 4 2,7 304 7,3 12 0,20 0,12

*beräknad från sambandet SA = (andel ler * 8 + andel mjäla * 2,2 + andel sand * 0,3) * bulkden-sitet **beräknad från perioden 1994/1999

18


t i l l v a t t e n

Tabell 3. Ytvatten. Jordens specifika area (SA), årsavrinning (AVR), pH, totalt organiskt kol (TOC), totalfosfor (TOTP) och fosfatfosfor efter filtrering (PO4P(f)) i ytvatten som långtidsmedel-värden under olika perioder från fyra platser i Sverige. Fältet AC ingår i Naturvårdsverkets miljö-övervakning och övriga platser är försöksrutor; från W län (Ulén & Kalisky, 2003); från D län (Ulén, 2003a) och från N län (Ulén, 1997)

Region Län Antal SA* AVR Medel Medel Max Max (mm) TotP PO4-P TotP PO4-P Norrland AC 1 4,0 195 0,29 0,19 3,26 2,67 W 1 4,2 78 0,74 0,05 5,94 0,54 Mälarregionen D 1 4,9 62 0,49 0,27 1,10 0,42 med omnejd Södra länen N 1 4,8 6 0,27 0,04 0,89 0,27

*Beräknad från sambandet SA = (andel ler * 8 + andel mjäla * 2,2 + andel sand * 0,3) * bulkden-sitet

Fosforhalterna är högst i Mälarregionen med omnejd som har hög andel lera i jor-den och från sydlänen med höga fosfortal i jorden. En typisk halt är 0,15 mg total-fosfor per liter. I samband med lågflöde då det mesta av vattnet utgörs av grund-vatten, minskar ofta koncentrationerna till att vara lägre än detektionsgränsen (van-ligen 0,01 mg/l). Halterna i enbart ytvatten (tabell 3), dvs. från vatten som uppsam-lats på markytan, är högre än i det blandvatten som samlats från dräneringssyste-men. De maximalt uppmätta koncentrationerna i ytvatten är några mg totalfosfor per liter.

I tabell 4 redovisas fosforhalter i jordbruksbäckar i olika regioner. Fosforhal-terna har korrigerats med schablonvärden för att räkna bort bidrag från enskilda avlopp och från mark som inte utgörs av åkermark (10-60 % är icke jordbruks-mark). Den beräknade genomsnittliga totalfosforhalterna i bäckarna är densamma som i vattnet från dräneringsrören dvs. 0,15 mg/l. I samband med lågflöde kan däremot de uppmätta halterna i bäckarna vara höga till följd av fosfor från de en-skilda avloppen och för att fosfor lätt slammas upp i bottennära vatten.

Gemensamt för de tre typerna av vatten är att andelen lösta fosfater är en bety-dande andel av totalfosforn. I genomsnitt har koncentrationen fosfatfosfor efter filtrering, PO4P(f), varit; i dräneringsvatten 50 %; i ytvatten 30 % och i jordbruks-bäckarna 56 % av totalfosforn. Det är bara i rena ytvatten eller dräneringsvatten med mycket ytvatteninslag där den partikelbundna fosforn brukar dominera. Det finns dock exempel på dränerade lerjordar med lågt P-AL-tal i jorden där vattnet har en mycket liten andel lösta fosfater (Lindström & Ulén, 2003).

19


t i l l v a t t e n

Tabell 4. Jordbruksbäckar. Antal typområden, jordens specifika area (SA), årsavrinning (AVR), pH, totalt organiskt kol (TOC), totalfosfor (TOTP) och fosfatfosfor efter filtrering (PO4P(f)) i jord-bruksbäckar som långtidsmedelvärden 1988-1999 vid momentanprovtagning i sex olika regioner i Sverige. Bäckarna ingår i Naturvårdsverkets miljöövervakning

Region Län Antal SA* AVR pH TOC TOTP** PO4P(f)** (mm) (mg/l) Norrland AC, W 2 5,9 207 5,8 13 0,12 0,07 V Svealand, S, T, P, O 6 4,2 294 7,2 15 0,11 0,03 NV Götaland Mälarregionen U, C, AB, D 7 5,9 170 7,6 10 0,16 0,07 med omnejd S Östkusten E, H, I 6 3,7 139 7,9 9 0,19 0,12 Centrala Götaland R, F, G 4 3,1 341 7,2 14 0,09 0,03 Sydlänen K, M, N 10 1,5 282 7,7 9 0,16 0,06

*Beräknad från sambandet SA = (andel ler * 8 + andel mjäla * 2,2 + andel sand * 0,3) * bulkden-sitet **Beräknad efter korrektion av enskilda avlopp och andel icke-åkermark (Ulén et al., 2001)

20


t i l l v a t t e n

2 Diffusa fosforförluster från mark – mekanismer för mobilisering och transport

Allmän beskrivning av diffusa förluster Såväl kemiska, biologiska som fysikaliska processer är inblandade i mobiliseringen av fosforn från marken. Kemiska reaktioner kontrolleras av jämviktsprocesser, dock utan att systemet når jämvikt. Biologiska processer har stor betydelse för or-ganiskt fosfor. Dessutom sker mycket av transporten av lösta fosfater i rotzonen genom transporten genom rötterna. Löst fosfor kan frigöras från växtcellerna och växtresterna om de skadas vid frysning eller torkning. En stor del av fosforn i ak-tivt växande grödor är nämligen i oorganisk form och om cellmembranen skadas kan fosforn i cellerna mobiliseras. Vatten som rör sig på eller genom marken trans-porterar fosforn både i löst och i partikelbunden form. Vanligen initieras transpor-ten av partikelbunden fosfor med hjälp av lätta finpartiklarna, såsom lerpartiklar och vissa organiska partiklar. Dessa små, lätta partiklar kräver bara liten energi för att lösgöras och transporteras.

2.1 Mikroorganismernas och mykorrhizans roll Många mikrober i marken producerar slemämnen som binder ihop jordaggregaten och därmed förändras förutsättningen för fosfortransporten. En ökad aggregering av jorden betyder ökad stabilitet och minskad partikelförlust. Mikroorganismerna medverkar också till att organisk fosfor i jorden mineraliseras. Vid nedbrytningen fungerar kolet i det organiska substratet som energikälla. Omsättningen är ett resul-tat av komplicerade samband mellan oorganiska och organiska komponenter i jor-den, mikrober, växtrötter och extracellulära enzymer. T. ex. kan lågmolekylära organiska syror, producerade av mikroorganismerna i jorden, mobilisera oorganiskt P som är bundet på aluminium- och järnoxidernas ytor genom ligandutbytesreak-tioner (Goldberg & Sposito, 1985; Fox et al., 1990). Vid nedbrytningen av organis-ka äm-nen frigörs fosfor utom vid höga C/P-kvoter. En hög C/P-kvot stimulerar den mikrobiella tillväxten varvid mycket av den tillgängliga fosforn konsumeras. En lägre C/P-kvot resulterar i ett överskott av löst P för mikroorganismerna. Fos-forn frigörs då och kan därmed vara mer tillgänglig för läckage. I England har den mikrobiella omsättningen av P uppskattats till 5 kg/ha . år i jordbruksmark och 23 kg/ha år i gräsmark (Brooks et al., 1984). Med hjälp av fosfatasenzym som här-stammar från växter och mikroorganismer katalyseras frigörningen av den oorga-niska fosforn från den organiska fosforn. Enzymets roll för fosforläckaget är dock inte förstådd.

Arbuskulär mykorrhiza utgör en ”rotförlängare” och kan förbättra rotupptaget, speciellt för krävande grödor med dåligt rotsystem. 95% av alla landväxter har

21


t i l l v a t t e n

symbiosen. Bland undantagen är raps och sockerbetor (Ocampo & Hayman, 1980). De arbuskulära mykorrhiza-svamparna spelar en direkt roll vid upptaget av fosfor därför att de utsöndrar fosfataser till makvätskan. Indirekt spelar de en roll genom att de modifierar den mikrobiella sammansättningen. Svampen är därför mycket viktig för växtens fosforupptag från jorden och effektiviteten beror bl.a. på mäng-den mycel och aktiva arbuskler. Försök (Sjöberg, in prep.) har dock visat att mykorrhizan inte påverkas av odlingsåtgärder vid vanliga spannmåls- och foder-grödor. Svampen finns naturligt och behöver inte gynnas för att utvecklas. My-korrhizans möjligheten för förbättrat fosforupptag hos växter skulle kunna minska behovet av fosforgödslingen, som i sin tur på sikt skulle kunna minskar fosforläck-aget. Sambandet mellan mykorrhizabildning och fosforläckaget är dock mycket komplicerat och har inte kunnat beskrivas.

Arbuskulär mykorrhiza är en symbios mellan svampar (ordningen Glomales) och ett stort antal grödor. Svamparna har mycel i jorden och bildar arbuskler inne i roten. De förbättrar växternas vattenbalans (Joner & Jakobsen, 1994). De kan också påverka växtens blomning och vara antagonistisk mot växtpatogener. Svamparna missgynnas av tillförsel av lättlöslig fosfor.

2.2 Förluster via mark och dräneringsrör Transporten av fosfor genom marken kan ske snabbt genom makroporflöde (eng-elska "preferential flow" eller "by-pass flow") eller relativt sett mycket långsamt enligt Darcy's lag. Hastigheten beskrivs med hjälp av markens hydrauliska konduk-tiviteten (K-värdet). Med makroporflöde kan transporten ske utan att den transpor-terade fosforn är i jämvikt med jorden. Det kan inträffa i jordar med makroporer, dvs. sprickor och maskhål, eller när jorden har kanaler jäms med växtrötter. I syn-nerhet de s.k. bioporerna (maskgångarna och rotsprickorna) anses verksamma eftersom dessa ofta är djupa. Flödet kan också ske som en instabil vätningsfront i en till synes homogen jord. I många jordar förekommer båda typerna av makro-porflöde varigenom vattnet kan flöda nedåt mycket snabbare än man kan beskriva genom klassisk flödesdynamik. Hydrologiskt inträffar makroporflöde då regnin-tensiteten eller snösmältningshastigheten överskrider infiltrationskapaciteten. De minsta makroporerna kan eventuellt vara fyllda med vatten, men åtminstone i de större porerna skapas det ett hydrostatiskt tryck för flödet. Makroporflöde är en process då ofta bara en liten fraktion av hela porutrymmet utnyttjas av vattenflödet. En mycket liten del av jordvolymen kan på så sätt svara för huvuddelen av flödet genom marken. Makroporflöde kan också starta i plogsulan, då vatten ackumuleras i mat-jorden och där ett övertryck byggs upp. Ska fosfor transporteras ända ner till dräneringsrören med makroporflöde förutsätter detta att makroporerna är kontinu-erliga ända till dräneringsdjupet. Makroporflöde av lösta fosfater har visats fungera på detta sätt (Djodjic et al., 1999). Via dräneringsledningarna kan fosforn sedan snabbt nå vattendragen. Vattnet i dräneringsledningar består till en del av sådant vatten som kommer direkt från markytan men är framför allt ytligt grundvatten.

22


t i l l v a t t e n

Partikulär fosfor Med inre erosion menar man en partikeltransport genom mark-profilen. Om partiklarna har sitt ursprung på markytan, har eroderats i själva mark-profilen, eller är material som ansamlats runt dräneringsledningarna och slammats upp, är inte helt utrett. Sålunda är gammalt långtidstransporterat material runt själva dräneringsrören en tänkbar källa för fosfor i dräneringsvatten. Material som binder fosfor kan också tänkas sedimentera temporärt i dräneringsledningarna och spolas ut senare vid kraftiga flöden. Det finns dock starka indicier på att en trans-port kan ske från markytan. T. ex. har bekämpningsmedlet glyfosat, som sprids på ytan och som adsorberas till markpartiklar på liknande sätt som fosfater, återfunnits efter sprutningssäsongen i ytsedimentet i flera jordbruksbäckar (Ulén et al.,2003c). Löst fosfor Avrinningsvattnet kan tvätta ut fosfater från partiklar och kolloider. Speciellt smältvatten som har låg salthalt har förmågan att slamma upp lerminera-ler med stor negativ laddning. Ur detta extraheras sedan fosfaterna som kan trans-porteras genom markprofilen medan större partiklar möjligen till viss del filtreras bort. Samtidigt med makroporflödet kan det också ske en långsam rörelse av vatt-net genom marken. När denna infiltration sker genom alven till jordlager med mindre fosforinnehåll blir jämviktskoncentrationen med fosforn lägre och löst fos-for kan då adsorberas till jorden. Alvens förmåga att binda fosfatfosforn är därför också av stor betydelse för fosforläckaget. I Sverige finns exempel på lättjordar (t. ex. på Listerlandet) där hela jordprofilen har högt innehåll av P-AL och dessa jordar har också ett mycket stort och uthålligt fosforläckage (Ulén, 1999). Exempel på motsatsen är lättjordar med järnrik alv (Djodjic, et al., 1999) som kännetecknas av ett obetydligt fosforläckage. Sammanfattningsvis kan fosfortransporten och förlusterna genom marken ske på flera sätt varvid hydrologiska faktorer är mycket viktiga. Kvantifiering i relation till olika markparametrar saknas dock i stor utsträckning. För att kunna åtgärda förlus-terna är det nödvändigt att förstå varifrån fosforn förlorats

2.3 Ytvattenförluster Hydrologiskt inträffar ytvattenavrinning vid regn eller snösmältning då marken är så vattenmättad att ingen större infiltrering sker. Detta inträffar vanligen då marken är tjälad och makroporerna är blockerade eller vid en plogsula där jorden är tät samt vid mycket häftiga regn. Vissa jordtyper är speciellt utsatta såsom mjäla. Vändtegar med packad jord kan också utgöra en risk. Ytavrinningen sätter meka-niskt igång erosionen av jordaggregaten, jordpartiklarna och kolloiderna. Partikulär fosfor När avrinnande vatten innehåller höga kvantiteter suspenderat material sker huvuddelen av fosfortransporten i partikulär form. I början av en snösmältningsperiod är marken täckt med ett skyddande lager med snö och is, men mot slutet av snösmältningenförsvinner detta och koncentrationen av partikelfosfor i smältvattnet ökar kraftigt. Detta gör att fosforförlusterna tenderar att vara större

23


t i l l v a t t e n

när det är fler snösmältningsperioder under året eftersom det då blir fler tillfällen med sådana förhöjda halter. Löst fosfor Koncentrationen av löst fosfor påverkas vid ytavrinningen av vattnet och ett tunt lager av den översta ytjorden. Fosfatkoncentrationen närmar sig ett maximumvärde, som är en funktion av desorberbar fosfor i jorden, kvoten vat-ten/jord och kontakttiden. I avrinnande vatten som filtrerats genom t. ex. våtmarker eller gräsmark, och har minskat sitt innehåll av partikelbunden fosfor, är transpor-ten av löst fosfor betydelsefull. Innehållet av löst fosfor i ytvatten från gräsmark kan bero på direkt avrinning efter gödsling, efterverkning av tidigare års gödsling, eller den kan bero på att gräsvegetationen släppt ifrån sig fosfor. Efter avdödning av ogräs med bekämpningsmedel har förhöjda halterna fosfater uppmäts i ytvattnet från en försöksplats (Ulén & Kalisky, 2005a). I försök med avputsad vegetation från gröngödslingsvallar har stora mängder fosfor och kväve avgetts med lakvatten (Malgeryd & Torstensson, 2003). Även i vatten från jordar med mycket överskotts-fosfor är nivån av löst fosfor hög (Ulén, 1999). Områden med överskottsfosfor ligger ofta i områden där man gödslat med stora mängder stallgödsel under en längre tid. Organiskt bunden fosfor I stallgödsel finns både oorganisk och organiskt bunden fosfor. Kunskapen om omsättningen av den organiskt bundna fosforn och förlus-terna av denna är dock rudimentär. Man har inte heller systematiskt undersökt skillnaderna mellan jordar som uppgödslats med stallgödsel jämfört med mineral-gödsel. Stora ytavrinningsförluster av fosfatfosfor har visat sig kunna ske efter stallgödselapplicering i samband med kraftig nederbörd (Wither et al., 2003) men i vilken form resten av fosforn förlorats har inte undersökts. Adenosintripfosfat (ATP) och fosforlipider är kända att snabbt brytas ner i jorden och har därför använts som ”biomarkerare” för att spåra fosfor från stallgödsel och växtmaterial (Nash & Halliwell, 2000).

Tabell 5. Källfördelning för totalfosfor till vatten (bruttotransport) för Sverige år 1999 (Brandt & Ejhed, 2003)

Area (ha) P ton år-1 Procent Åker och betesmark 3 400 000 1 450 22,3 Skog 27 800 000 2 430 37,4 Kalhyggen 2 200 000 30 0,5 Kärr och våtmarker 3 400 000 590 9,1 Annan form av öppen mark 1 800 000 340 5,2 Dagvatten från samhällen 5 500 140 2,2 Reningsverk - 495 7,5 Avlopp från enskilda hushåll - 645 9,9 Industrier - 370 5,8 Mjölkrum - 10 0,1 Totalt 47 200 000 6500 100

24


t i l l v a t t e n

Tabell 6. Bakgrundsbelastning och antropogen (av människan förorsakad) belastning på olika havsbassänger. Punktkällorna inbegriper mjölkrum, enskilda avlopp, reningsverk och industrier (Brandt & Ejhed, 2003)

Havsbassäng Bak- Åker- Kal- Dag- Punkt- Antro- Antro- grunds- mark hyggen vatten källor pogen pogen belast- och från sam- belast- belastning beten hällen ning ning (ton år-1) (ton år-1) (ton år-1) (ton år-1) (ton år-1) (ton år-1) (%) Bottenviken 750 50 10 <5 90 140 16 Bottenhavet 1 230 170 20 10 400 610 33 Egentliga Östersjön 160 510 <5 70 500 1 080 87 Öresund 10 80 <5 10 50 140 93 Kattegatt 250 570 <5 40 420 1 030 80 Skagerak 30 70 <5 10 60 130 81 Sverige totalt 2 430 1450 30 140 1 520 3 130 56

25


t i l l v a t t e n

3 Fosforförlusternas storlek

Allmänt om kvantifiering av fosforförluster Hittills i rapporten har endast koncentrationer i vattnet redovisats, inte transporte-rade mängder. I miljösammanhang är det viktigt att kvantifiera hur stor den sam-manlagda belastningen av fosforn är på ett vattendrag, en sjö eller en havsbassäng. Samtidigt vill man också göra en källfördelning som kvantifierar andelen av olika bidrag. Man vill då också relatera förlusterna till någon form av bakgrundsbelast-ning för att se hur mycket av förlusterna som beror på de mänskliga aktiviteterna; det antropogena bidraget. För jordbruksmarkens del innebär den antropogena på-verkan att man odlar marken och tar ut skördar. Ett allmänt mätproblem är att fos-fortransporten med vatten inte bara varierar rumsligt utan också tidsmässigt. Detta gör att det är nödvändigt med flödesstyrd provtagning (se Bilaga 1). Ofta har detta inte skett och mycket som publicerats får ses som minimumsiffror.

Den hittills noggrannaste källfördelningen av fosfor från Sverige till haven har beräknats för år 1999 (Brandt & Ejhed, 2003). Man beräknade då bruttotransporten av fosfor till haven utan hänsyn till eventuell kvarhållning (retention) i vattendrag och sjöar. Fosfortransporten från åkermark är baserade på en uppskalning av regressionssamband från 16 svenska fält (Ulén et al., 2001). Eftersom skogsarea-lerna är så stora beräknades det totala bidraget härifrån som stort (Tabell 5). Livs-medelsproduktionen och dess följder (åkermark, reningsverk och enskilda avlopp) beräknades dock svara för en ännu större andel. Storleken på det beräknade antro-pogena bidraget beror på vilken bakgrundsbelastning man relaterar den till. I Brandt & Ejhed (2003) har man för åkermarken använt sig av värden baserat på fosforförluster från skogsmark. Detta betyder låga bakgrundsvärden och ”det mänskliga” bidraget har därför rimligen överskattats i tabell 6.

3.1 Avlopp från enskilda hushåll Den fosfor som finns i ett hushållsspillvatten härrör i huvudsak från urin, fekalier och fosfatbaserade tvättmedel. Förbrukningen av fosfater med rengöringsmedel har minskat kraftigt under de senaste 15 åren, men användningen är på uppgång igen eftersom ersättningsmedlen inte uppfyllt förväntningarna. Dessutom uppstår pro-blem i reningsverken eftersom de är byggda för fosforfällningar. Rekommendatio-nerna har mer övergått till att använda fosforhaltiga tvättmedel i hushåll anslutna till avloppsreningsverk men att inte använda sådana tvättmedel på landsbygden där man inte är ansluten till avloppsreningsverk. Vid beräkning av bruttobidraget av fosfor används ofta schablonvärdet 1.5 g P/pers. * dygn som bidraget från männi-skans fekalier och urin och ytterligare 0.6 g P/pers. * dygn från bad-, dusch- och tvättvatten (Naturvårdverket, 1995). I slamavskiljare är fosforreduktionen max. 10 %, men med stor variation från dag till dag beroende på aktiviteter i hushållet (Stuanes & Nilsson, 1985). För att beräkna fosforreduktionen i enskilda avlopps-anläggningarna används siffror som bygger på ett fåtal undersökningar. För mark-

26


t i l l v a t t e n

bäddar anger Naturvårdverket en fosforreduktion på 25-50 % men hur lång livs-längden kan vara är inte utrett. För infiltrationsanläggningar anges en reduktion på 60 - 80 %, en siffra som kan ifrågasättas (Fredriksson, 1994). Beräkningarna av de enskilda avloppens bidrag till fosfortransporten är mycket osäkra. Framför allt är retentionen mellan anläggningen till det aktuella vattendraget helt okänd. Ibland har man försökt att väga in detta genom att beräkna avståndet från varje anläggning till vattendraget och anta en reduktion i proportion härtill. Eftersom avloppsdikena kan bli mättade med fosfor så småningom är fosforreduktionen inte permanent.

I en utredning om alternativa enskilda avloppsanläggningar (Hellström et al., 2003) uppmättes fosforhalterna i avloppsvattnet före slamavskiljare från 10 an-läggningar vara 6 mg/l TotP och 4,9 mg/l PO4P i genomsnitt. I utvärderingen av 15 anläggningar som är alternativ till de markbäddar och infiltrationsanläggningar som används idag, klarade samtliga anläggningar kravet på 90-procentig fosfor-reduktion. Speciellt bra fungerade de anläggningar som använde kemisk fällning, men även de som utgjorde små biologiska minireningsverk reducerade P tillfreds-ställande. Fosfathalterna i det utgående vattnet varierade mellan 0,04 och 9,2 mg/l och reduktionen motsvarade mer än 90% av fosforn.

3.2 Bakgrundsnivåer Fosfor via nederbörden Det finns stora osäkerheter vid bestämning av fosforned-fallet via nederbörden. Mätningar med s.k. bulkinsamling på öppna fält är osäkra och variationerna i fosforhalten har en ganska lokal karaktär (Knulst, 2001). Den totala atmosfärsdepositionen i Skandinavien är vanligen 0,04-0,07 kg/ha * år (Persson & Broberg, 1985). Andelen organisk fosfor uppskattas vara ungefär hälf-ten. Fosforkoncentrationen i nederbörden som når jordbruksmarken kan öka betyd-ligt genom läckage från grödans ovanjordiska växtmaterial till nederbördsvattnet (Stinner et al., 1984). Kunskapen om detta är mycket dålig. I skogsmark anges fos-forhalten öka 2,4 ggr när nederbörden passerar genom trädkronorna (Persson & Broberg, 1985). De anger en bakrundsdeposition av 0,1-0,2 kg/ha * år. Fosfor från skog Fosforförluster från skogsmark är rimligen för låga för att utgöra bakgrundsförluster för åkermark. I åtminstone en svensk studie har jordbruksmark visat sig vittra betydligt mer än närliggande skogsmark (Ulén & Snäll, 1998). Kvoten fosfor/kisel i ett antal större vattendrag antyder att bakgrundshalten av fos-for från åker kan vara 2,5 ggr högre än från skog. Det antropogena bidraget från åker kan då beräknas till i genomsnitt drygt 0,2 kg P/ha * år (Ulén, 2003b). Fosfor från obrukad mark Dräneringsvatten av ogödslad gräsmark har på en lokal uppmätts ha en totalfosforkoncentration på knappt 0,05 mg/l (Ulén, 2005a) och bäckar från relativt ostörda avrinningsområden i Danmark på 0,05-0,06 (Larsen et al., 1999). Diatoméstudier i Mälaren som indikerar historiska fosfor-halter (Bradshaw & Anderson, 2001) gav ungefär samma koncentrationer; 0,05-0,06 mg/l. Med en avrinning på 200 mm motsvarar detta 0,1-0,2 kg P/ha * år. Jord-bruksmark i försök som varit ogödslade sedan 50-talet har visat på högre fosforför-

27


t i l l v a t t e n

luster: 0,2-0,5 kg/ha (Djodjic & Börling, 2004). Förlusterna har inte visat sig vara relaterade till gödslingen och jordar med låg skörd har ofta gett stora läckage.

Tabell 7. Antal observationsfält, dominerande grödor, årsavrinning (AVR) samt förlust via dräne-ringsrör av total-fosfor (TOTP) och fosfatfosfor efter filtrering (PO4P(f)) som långtidsmedelvär-den 1977-1999 vid momentan provtagning i sex olika regioner i Sverige. Observationsfälten in-går i Naturvårdsverkets miljöövervakning

Region Län Antal Dominerande grödor AVR TOTP PO4P(f) (mm) (kg/ha*år) (kg/ha*år) Norrland AC, Z 2 vall, korn, havre 275 0,26 0,11 V Svealand, NV Götaland S, T 2 vall, korn, havre 216 0,32 0,15 Mälarregionen med omnejd C, D 2 vall, korn, havre 145 0,57 0,18 S Östkusten E 4 höstvete, korn, 145 0,17 0,05 havre, vall oljeväxter Centrala Götaland R 2 höstvete, havre, 230 0,23 0,10 vall, korn Sydlänen M, N 4 höstvete, potatis, 304 0,57 0,36 sockerbetor, majs, havre, korn

3.3 Förluster från enskilda fält Årstransporten av löst fosfor och totalfosfor i dräneringsvatten från de svenska observationsfälten anges i tabell 7. Det är samma fält där koncentrationerna redo-visades i tabell 2. Av de 16 fälten svarade två ensamt för närmare hälften av fosfor-förlusterna, medan 7 av fälten tillsammans bara svarar för drygt 10 % av den sam-manlagda förlusten. Fält med mycket ytvattenbrunnar och varierad topografi har i allmänhet större förluster av partikelbunden fosfor än andra i så motto att avståndet till en ytvattenbrunn tycks ha en viss betydelse för fosforhaltens storlek. Stora för-luster av fosfor via dräneringen (upp till 3 kg/ha) har uppmäts från enskilda fält i utlandet (Lundekvam, 1990; Culley et al.; 1983; Skaggs et al., 1994). Mycket stall-gödsel har också gett stora dräneringsförluster av fosfor (Withers et al., 2003). Hur stor andel av den totala fosforförlusten i Sverige som transporteras via marken och hur mycket som transporteras på ytan är svårt att kvantifiera. I det ofta flacka mel-lan svenska landskapet med lerjord svarar transporten via dräneringssystemen rim-ligen för den största andelen. Sålunda uppmättes betydande transport av fosfor via dräneringssystem på Varaslätten där ytavrinningen av fosfor är försumbar (Ulén & Mattsson, 2003) och från dräneringssystem med marina leror i östra Sverige (Ulén & Persson, 1999). Ingen har vågat kvantifiera yterosionens betydelse för den totala fosforförlusten i Sverige. Det finns dock ingen tvivel om att den lokalt kan spela stor roll.

28


t i l l v a t t e n

3.4 Förluster från avrinningsområden Hydrologiska och markkemiska faktorer Genom omfattande studier i avrin-ningsområden i Pennsylvania har man visat att avrinningen ofta härstammar från vissa källområden som periodvis komprimeras och kontrakteras under nederbörds-tillfällena. Dessa förändringar kan ske mycket snabbt (Zollweg et al., 1996). De låglänta områdena närmast vattendraget kännetecknas ofta av en hög grundvatten-yta och under nederbördsrikare perioder förflyttar sig detta område snabbt längre upp för sluttningarna för att sedan snabbt krympa nedåt igen.

Vissa delar av avrinningsområdet kan kännetecknas av en högre halt fosfor i jorden än andra t. ex. genom en lång tids stallgödselanvändning (Sharpley & Rekolainen, 1996). Genom detta, eller genom att en hög grundvattennivå gör att fosforn i marken blir mer kemiskt labil, kan vissa delområden leverera mycket fosfor till vattendragen. De låglänta områdena har dessutom ofta hög lerhalt och kan därmed svara för en stor del av fosfortransporten. I något fall har så lite som 10 % av avrinningsområdet yta visat sig svara för hela 90 % av transporten. En identifiering av kritiska områden för fosforförluster är en viktig uppgift, så att speciella åtgärder kan sättas in där.

Tabell 7-1. Fosforindex för att gradera den potentiella fosforförlusten från ett enskilt fält beroen-de på karaktären av transporten enligt praxis i Maryland, USA (Coale, 2000). Vägningsfaktorer är fetstilade. Jorderosionen beräknas med en modifiering av USLE (en empirisk modell fram-tagen i USA på 70-talet). Ytavrinningsklasserna är baserade på jordart och lutning.

Karakteristik Potentiell fosforförlust Jorderosion 0,8 *x jord (t ha-1) Ytavrinningsklass Ingen/mkt låg (0) Låg (2) Medel (4) Hög (6) Mkt hög (8) Alvens dränerings- Mycket låg (0) Låg (2) Medel (4) Hög (6) Mkt hög (8) förmåga Potential för läckage Låg (0) Medel (2) Hög (4) Avståndet från fält- > 30m >30m+>7,5m <30m+<7,5m <30m+<7,5m gräsbevuxen gräsbevuxen gräsbevuxen gräsbevuxen kantzon kantzon+ kantzon+ kantzon+ ELLER >7,5m ej >7,5m ej <7,5m ej >30m+>7,5m gödslad zon gödslad zon gödslad zon gräsbevuxen kantzon+>7,5m ej göslad zon Prioritering av Kategori 3 Kategori 2 Kategori 2 Kategori 1 Kategori 1 recipient (0) (1) (2) (3) (4)

3.5 Riskbedömning i ett avrinningsområde I ett svenskt avrinningsområde (Djodjic et al., 2002) användes en riskbedömning för varje enskilt fält med hjälp av det fosforindex som används i Maryland. Denna metod (Tabell 7-1 - 7-6) bygger på faktorer för erosion, avrinning, vattnets infiltra-tionsförmåga i alven, jordens kapacitet att avge fosfor och tillförseln av handels-gödsel och organiskt fosfor.

29


t i l l v a t t e n

Tabell 7-2. Fosforindex för att gradera den potentiella fosforförlusten beroende på markkemi och odlingsåtgärder enligt praxis i Maryland, USA (Coale, 2000). Vägningsfaktorer är fetstilade

Karakteristik Potentiell fosforförlust

Jordtest, näringsindex 0,2 * index

Nivå mineralgödsel 0,05 * (kgP/ha) Gödslingsmetod Ingen Gödseln Gödseln inkor- Gödseln appliceras Gödseln placeras poreras inom på markytan mars appliceras djupare 5 dagar till november markytan än 2,5 cm efter appli- ELLER december cering gödseln inkorpore- till februari ras >5 dagar efter applicering (0) (15) (30) (45) (60) Stall/gröngödsling 0,08 * (kgP/ha) Gödslingsmetod stall- Ingen Gödseln Gödseln inkor- Gödseln appli- Gödseln eller gröngödsling placeras poreras inom 5 ceras på ytan mars- appliceras djupare än dagar efter nov. ELLER inkorpo- på markytan 2,5 cm applicering reras inom 5 dygn december till därefter februari (0) (15) (30) (45) (60)

Tabell 7-3. Avrinningsklasser för ytvatten enligt praxis i Maryland, USA (Coale, 2000). Väg-ningsfaktorerna är fetstilade

Sluttning Permeabilitet cm/timme

Sluttning Mycket snabb Måttligt snabb Måttligt Långsam Mycket (%) (>50) till snabb långsam till långsam (5-50) måttlig (0,5-5) (0,15-0,50) (>0,15)

(Ringa Försumbar (0) Försumbar (0) Försumbar (0) Försumbar (0)Försumbar (0) avrinning) <1 Försumbar (0) Försumbar (0) Försumbar (0) Liten (2) Måttlig (4) 1-5 Försumbar (0) Mkt liten (0) Liten (2) Måttlig (4) Hög (6) 6-10 Mycket liten (0) Liten (2) Måttlig (4) Hög (6) Mycket hög (8) 11-20 Mycket liten (0) Liten (2) Måttlig (4) Hög (6) Mycket hög (8) >20 Liten (2) Måttlig (4) Hög (6) Mycket hög (8) Mycket hög (8)

Koefficienterna för jordarnas dräneringsförmåga (Tabell 7-1) och permeabilitet (Tabell 7-3) är anpassade för delstatens jordart. Motsvarande beräkningar saknas för svenska jordar med olika jordarter. För riskuppskattningar bör man också beakta andra hydrologiska faktorer. Avrinningen sker framför allt i vissa källom-råden. I områden med hög grundvattenyta eller mycket makroporflöde kan fosfor-förlusterna öka dramatiskt. För att utveckla riskbedömningen är det alltså viktigt, dels att få fram bättre samband mellan markanalyser och fosforförluster, och dels att kunna göra en hydrologisk riskbedömning i fält.

30


t i l l v a t t e n

Tabell 7-4. Avrinningsklasser för dräneringsvatten enligt praxis i Maryland, USA (Coale, 2000). Vägningsfaktorer är fetstilade

Djup till Dräneringsklass grundvatten- Mkt dålig Dåligt Halvdåligt Halvbra Bra Utmärkt Ytterst bra nivå (m) dränerad dränerad dränerad dänerad dränerad dränerad dränerad

0-5 Hög Mkt hög Mkt hög Mkt hög Mkt hög Mkt hög Mkt hög (6) (8) (8) (8) (8) (8) (8) 6-12 Måttlig (4) Måttlig (4) Måttlig (4) Måttlig (4) Hög (6) Hög (6) Hög (6) 13-20 Låg (2) Låg (2) Låg (2) Låg (2) Måttlig (4) Måttlig (4) Måttlig (4) >20 Mkt låg (0) Mkt låg (0) Mkt låg (0) Låg (2) Låg (2) Låg (2) Låg (2) Täckdikat* Hög (6) Hög (6) Hög (6) Hög (6) Hög (6) Hög (6) Hög (6)

*alla djup

Tabell 7-5. Läckagepotentialen enligt praxis i Maryland, USA (Coale, 2000). Vägningsfaktorer är fetstilade

Läckagevärde Djup till grundvattennivån (m) 1 2 3

0-5 Måttlig (2) Hög (4) Hög (4) 6-12 Låg (0) Måttlig (2) Hög (4) 13-20 Låg (0) Måttlig (2) Hög (4) >20 Låg (0) Låg (0) Måttlig (2)

Tabell 7-6. Modifiering med hänsyn till buffertzoner enligt praxis i Maryland, USA (Coale, 2000). Vägnings-faktorer är fetstilade

Avstånd till ytvatten och annan information om buffertzonen Värde

>30m till ytvatten 0 <30m till ytvatten OCH >15m permanent bevuxen buffert ELLER 2 <30m till ytvatten OCH >7,5m permanent bevuxen buffert OCH 2 >7,5m icke Pgödslad zon <30m till ytvatten OCH <7,5m permanent bevuxen buffert OCH 4 >7,5m icke Pgödslad zon <30m till ytvatten OCH >7,5m permanent bevuxen buffert OCH 6 <7,5m icke Pgödslad zon <30m till ytvatten OCH <7,5m permanent bevuxen buffert OCH 8 även <7,5m icke Pgödslad zon

I fosforindex enligt Maryland tar man också hänsyn till sjön som är mottagare (recipient). Detta görs genom en prioritering med hänsyn till hur känslig eller skyddsvärd recipientvattnet är (Tabell 7-1).

I tabell 8 finns en länsvis sammanställning av svenska sjöar klassade i tre grupper efter fosfortillstånd (Johansson & Persson, 2001). Ett mycket enkelt index baserat på fördelningen mellan klasserna har också räknats ut (1* andel i klass 1, + 3 * andel i klass 2, + 5 * andel i klass 3). En utveckling av ett index för sjöar skulle kunna göras genom att ta hänsyn till att sjöar är känsligare för eutrofiering ju grundare och varmare de är. Sjöar med långsam vattenomsättning är mer känsliga

31


t i l l v a t t e n

för om det tillrinnande vattnet har hög fosforkoncentration än sjöar med snabb vattenomsättning. Förhållandet mellan kväve och fosfor är också av betydelse. Tabell8 visar att sjöar med höga fosforkoncentrationer främst finns i Mälar-regionen med omnejd och i sydlänen. Det är också där de högsta fosforhalterna mätts upp i vatten från dräneringsrör.

Tabell 8. Totalfosforhalter (TOTP) som medelvärden i sex olika regioner i Sverige beräknade från mätningar från dräneringsrör och i bäckar samt fördelningen av sjöar (%) klassade efter totalfosforhalter sommartid (Johansson & Persson, 2001) och ett enkelt sjöindex

Region o länskod Dränerings Jordbruks Sjöar Sjöar Sjöar Enkelt vatten bäckar klass 1 klass 2 klass 3 sjöindex TOTP TOTP 0,025- 0,050- >0,100 för 0,050 0,100 eutrofi (mg/l) (mg/l) (%) (%) (%) Norrland 0,05 0,12 81 15 4 1,5 AC, BD, Z, Y, X, W V Svealand, NV Götaland 0,15 0,11 84 11 5 1,4 S, T, P, O Mälarregionen med 0,29 0,16 61 30 9 2,0 omnejd U, C, AB, D S Östkusten 0,12 0,19 66 30 4 1,8 E, H, I Centrala Götaland 0,10 0,09 75 20 5 1,6 R, F, G Sydlänen 0,20 0,16 68 20 12 1,9 K, M, N

32


t i l l v a t t e n

4 Fosforn omsättning i vattendrag

4.1 Processer Vattendragen kan ta emot fosfor via vinderosion, ytavrinning, dräneringsvatten, grundvatten nederbörd och via punktkällor. Därtill kommer ökningen av fosfor-halten vid interna processer i vattendraget såsom bottenerosion, bankerosion, sus-pension och biologiska/kemiska processer. Minskning i fosforhalten kan ske ge-nom sedimentation och andra biologiska och kemiska processer. Genom sedimen-tationen kan det således ske en retention av fosfor. En signifikant sådan har också konstaterats i några jordbruksåar (Wörman et al., 1995) liksom att det vid somma-rens lågflöden sker en ansamling av fosforn i bottenbädden (Ulén et al., 2003). Senare under säsongen kan den partikelbundna fosforn öka genom resuspension från bottnar. Denna temporära upplagring medför att retentionen av fosfor upp-ströms ett vattendrag kan reglera variationerna i fosforhalten nedströms. Eroderat material från åbädden har egenskaper som senare kan tänkas medföra fosforfrigö-relse och desorption av fosfat från partiklarna om de når sjöar som har andra pH-värden och andra redoxförhållanden än vattendraget. En signifikant erosion av fosforrikt material från bankarna har också uppmätts (Krongvang et al., 1997). I Danmark anses detta vara en av de viktigaste källorna för fosfor i vattendragen.

33


t i l l v a t t e n

5 Fosforns omsättning i sjöar

5.1 Processer Eutrofiering i egentlig mening är vattenkemiska förändringar: större näringsrike-dom, ökad vattengrumling och ökad syreförbrukning i bottenvattnet. Förändringar-na ger i sin tur upphov till biologiska förändringar såsom ökad produktion och biomassa, ökad produktion av bakterier och djur, förändrad artsammansättning m.m.

I sjöars bottensediment är det mycket vanligt att fosforn binds till järnhydrox-idkomplex, men denna typ av bindning upphör när syrgashalten närmar sig noll. Fosfat kan då snabbt lösas ut ur sedimenten till vattnen men processen påverkas av bl. a. nitrattillgången. Nitrat kan ersätta syre och motverka reduktion av järn i se-dimentytan. Den fosfor som finns bunden i bottensedimentet kan kemiskt karaktä-riseras genom extraktioner som visar hur stor andel som är permanent bunden och hur stor andel som kan tänkas gå i lösning. Med en allmänt brukad metod arbetar man med fyra fraktioner i sedimentet.

De viktigaste mekanismerna som transporterar löst fosfor från porvattnet upp till fria vattenmassan är: bioturbation, vindinducerad turbulens, gasutströmning och diffusion (Persson & Olsson, 1992).Den organiska fosforn i bottensedimenten är antagligen rörlig i större utsträckning än man tidigare trott, bl. a. genom snabb nedbrytning eller frigörelse från bakterier vid syrgasbrist. Dessutom kan den orga-niska fosforn i partikelform föras upp i vattenmassan när övervintrande blågröna alger vandrar från bottensedimentet och uppåt. Den kan också föras upp av ätande mört och karpfiskar. Vindinducerad turbulens gör att det kan ta minst 10 år innan fosfor är mera permanent begravd i bottensedimentet (Sonzogni et al., 1982). I en större svensk sjö har det beräknats till 50 år (Rydin, 1999).

Fosforfraktioner med metod för extrahering av sjösediment enligt Hieltjes & Likle-ma (1980) (1) Den oorganiska fosfor som bundits till kalk som apatitkomplex och som kan betrak-tas som olöslig. (2) Den icke apatitbundna oorganiska fosforn. (3) En labil fraktion av fosforn som kan gå i lösning, framför allt vid höjt pH och/eller mycket låg syrgashalt. (4) Den organiskt bundna fosforn.

Mätning av algtillgänglig fosfor Vad som potentiellt är algtillgängligt uppskattas dels genom biotester med alger och dels genom kemisk extraktion. Ingen kemisk fraktion representerar emellertid algtillgänglig fosfor tillfredsställande (Ekholm, 1998). Vid alg-testerna påverkas resultatet mycket av själva utförandet. Alger i direktkontakt med par-tiklar kan frigöra extra fosfor genom sina ytbundna enzymer. Om algerna blandas kraf-tigt med partiklarna ger därför ett algtestet ett högt värde på tillgängligheten jämfört med om alger och partiklar åtskiljs av ett membran. De lösta fosfaterna är direkt algtill-gängliga. Annan fosfor som ingår i analysen av totalfosfor står vanligen i någon slags jämvikt med den algtillgängliga fosforn vilket är anledningen till att man över huvud ta-get mäter den totala fosforn.

34


t i l l v a t t e n

5.2 Fosforns algtillgänglighet Den negativa miljöeffekten av fosfor uppkommer om det finns för mycket algtill-gänglig fosfor så att det sker eutrofiering. Algtillgänglig fosfor är summan av den omedelbart tillgängliga fosforn och den fosfor som kan överföras i algtillgänglig form genom desorption, kemisk upplösning, enzymatisk nedbrytning eller någon annan process. Den är därför beroende av många miljöfaktorer. Partikulär fosfor Mycket av fosfortransporten från jordbruket sker före säsongen då algproduktion är hög och 80-90 % av de förluster från jordbruksmark som redo-visats i tabell 5-7 har skett under perioden oktober-april. Man kan befara att den partikulära fosforn från jordbruksmarken skulle kunna få effekt långt senare än då den mesta av fosfor från jordbruket belastar vattendragen. Orsaken kan vara, dels att pH då är högre, dels att halten löst fosfor då är lägre i vattendragen. En sam-manställning av nordiska erfarenheter av algtillgängligheten av fosfor i dränerings-vatten visade på spannet 0-58 % (Ekholm, 1998) mätt med algtester. Den del av den partikulära fosforn från jordbruksmark som var algtillgänglig i biotestförsök med vatten från sydfinska åar var ibland så låg som 5 %. I ren ytjord var däremot tillgängligheten större, i medeltal 20 % (Ekholm, 1998). Eroderat material skulle därför ha kunnat förbrukat sin algtillgängliga fosfor innan den når vattendraget. Där skulle partiklarna rentav kunna minska algtillgängligheten genom sorption. I en studie av en sjö visade också Ekholm (1998) att den externa belastningen var mindre än den algtillgängliga fosforn som frigjordes internt i den aktuella sjön. Löst fosfor Löst fosfor och vissa lösta organiska fosfater är direkt biologiskt till-gänglig, de senare genom hydrolys och mineralisering med fosfatasenzym. Fosforn i vatten som runnit av från områden med mycket djurproduktion var mer biotill-gänglig än fosfor i avrinnande vatten från områden med ren spannmålsproduktion (Källqvist & Berge, 1990). Fosforn i avlopps-vattnet var till stor del var i löst form och var algtillgängligt till en mycket hög grad. Organisk fosfor Tillgängligheten av den organiska fosforfraktionen från jord-bruksmark för alger har undersökts mycket litet. Fosfor bunden till nytt organiskt material t exempel stallgödsel eller växtrester kan antagligen till stor del snabbt vara algtillgänglig. Fosfor bunden till mera omsatt organiskt material, dvs mer stabila organiska föreningar tycks dock vara mycket lite algtillgänglig (Sonzogni et al., 1982) och den humusbundna fosfor är mer eller mindre inert.

35


t i l l v a t t e n

6 Åtgärder för att minska fosfor-förlusterna

Allmänt om fosforförluster från mark Odling innebär att man bearbetar jorden i större eller mindre grad vilket alltid in-nebär en ökad risk för partikeltransport. Jordbearbetningen i sig utgör ett slitage på jordaggregaten. Odlingen innebär också en möjlighet att bygga upp jordstrukturer så att marken kan ta emot nederbörden eller

”Den goda jorden” En ur fosforsynpunkt bra jordprofilen borde ha en bra aggregat-stabilitet i matjorden där jordpartiklarna hålls på plats och en bra ”svampfunktion” d.v.s. infiltrationsförmåga längs hela profilen utan att vattnet transporteras i de eventuella makroporerna. Mycket viktigt är också att det inte bildas en tät plogsula (egentlig be-nämning trafiksula). Dålig infiltration i sulan kan göra att vattnet rör sig ovanpå detta skikt eller blir stående. Stående vatten är av ondo, dels kan partiklar och fosfor slam-mas upp i detta, dels är det ett incitament till snabba makroporflöden. En bra dränering minskar risken för att jordaggregaten faller sönder.

smältvattnet utan att fosforförlusterna blir så stora. Därför bör jordaggregaten stär-kas så att de inte slås sönder så lätt utan istället är så stabila som möjligt. Det kan t ex ske med rätt anpassad jordbearbetning, strukturkalkning och genom att gynna en hög mullhalt i ytjorden. Markprofilen ända ner till dräneringsdjupet bör ha en bra infiltrationsförmåga så att flödena inte koncentrerar sig till makroporer eller så att det uppstår latterala flöden ovanpå en tät plogsula.

Jordarnas dräneringsstatus har allmänt försämras i Sverige eftersom praktiskt taget ingen dränering utförts på 90-talet. Ett mål måste vara att kunna ha en för jordbruksproduktionen optimal vattenhalt utan att vattnet dränerar av onödigt snabbt. Dålig infiltration innebär dels att vattnet blir stående och ansamlar fosfor, dels att det fosforrika vattnet därefter kanaliseras antingen genom vissa makroporer eller till ytvattenrännilar.

En annan typ av fosforförluster än det diffusa läckaget är de tillfälliga förluster som kan ske i samband med nederbörd från nyligen applicerad mineralgödsel eller stallgödsel (Withers et al., 2003). Sådana förluster kan ske både med ytavrinning och via dränering. Djurgårdar har där speciella problem. Flytgödseln kan rinna rakt genom makroporerna. Den kan också täppa till de mindre porerna i marken och åstadkomma en snabb kanaliserad transport av fosfor genom de stora porerna. Då jorden är blöt och marken skadad av packnigen av de stora flytgödselekipagen kan det bli stora förluster.

Fosforförluster från de betande djurens dynghögar är vanligen måttliga (White-head, 2000) Vid koncentrerade djurbeten längs vattendrag kan djuren förstöra jord-strukturen och erosion kan ske i direkt anslutning till vattnet (Withers et al., 2003). Man bör då ställa i ordning ordentliga dricksplatser åt djuren och förstärka marken där djuren trampar mycket. I Sverige finns nu riktlinjer för söndertrampad mark.

36


t i l l v a t t e n

Den mesta av fosforn i djurfodret som boskapen äter, återfinns senare i stall-gödseln. Det är därför viktigt att inte överdosera fosforn i foderstaterna utan balan-sera den i förhållande till den grad som födofosforn tillgodogörs. Detta är ett pro-blem man diskuterar mycket internationellt. Djurtäthetreglerna i Sverige, som nyli-gen justerats, grundar sig just på P-innehållet i foderstaten

Djurgårdar har alltså speciella problem. De jordar som är kraftigt uppgödslade är ett annat problem. Vissa jordar med högt P-AL tal i såväl matjord som alv kan läcka mycket fosfatfosfor länge efter det att man övergått till en låg gödslingsnivå (Ulén, 1999). Höga givor under en lång tid bör därför undvikas, speciellt om jorden har dålig förmåga att sorbera fosforn.

Aggregatstabilitet Aggregatstabiliteten är ett uttryck för hur stabilt jorden kan förhålla sig till en exponering av vatten. Den är beroende av jordart, jordens geologiska ur-sprung och jordens mullhalt. Det organiska materialet (bl. a. polysackariderna) har den störst betydelse vid stabiliseringen av aggregaten för de flesta jordarna. I stället för att mäta jordens uppslammade lerhalt kan man mäta turbiditeten (grumligheten). Lerhalten har ofta ett enkelt linjärt samband med tuirbiditeten (Etana, 2003).

Jäslera (Björklera) Finkornig lerartad jord som kvarhåller så mycket vatten att den ut-vidgar sig och sväller mycket då marken tjälas. Vid upptinandet bildar jorden en halv-flytande massa. Beskaffenheten mildras genom avdikning och kalkning (Nordisk famil-jebok).

Ett tredje speciellt problem är vissa lerjordar som lätt slammar upp kolloider (Ulén 2003a, 2004a). Sådana jordar är så besvärliga att bara vall och höstgrödor ger goda skördar. Ett fjärde problem är jordar som ”jäser” vid tjällossningen och som natur-ligt saknar struktur.

Tänkbara åtgärder för att minska fosforförlusterna från jordbruksmark har sammanfattats i tabell 10. Endast svenska undersökningar refereras. Utländska resultat kan visa på potentialen men man kan sälla dra slutsatser från dessa. Jordar-na har helt andra egenskaper och ofta, speciellt i amerikanska och norska under-sökningar, har man bara studerat yterosion på erosionskänsliga jordar. Jorden ut-sätts i Sverige för mycket omväxlande frysning och tiningsprocesser, men effekten av detta är mycket lite studerad. I många utländska studier har man dessutom en-bart nöjt sig med att studera jorderosion och inte den partikelbundna fosforn. Efter-som fosforhalten inte är konstant i det eroderade materialet är erosion och förlust av partikelbunden fosfor inte alltid samma sak.

I Sverige har man stora skillnader i geologiskt-historiskt ursprung mellan jordar från baltiskt ursprung och urbergsmoräner. Sålunda sväller de baltiska lerorna snabbt igen efter åter-fuktning, medan de vanligaste svenska leror behåller sina spricksystem längre (Wiklander & Lotse, 1966).

37


t i l l v a t t e n

6.1 Punktkällor Åtgärder för att minska fosforförlusterna från olika punktkällor är en angelägen uppgift, eftersom de ofta svarar för en betydande del av fosforn i vattendragen. Denna fosfor är också algtillgänglig i mycket hög grad. Att motivera hushållen att komplettera befintliga trekammarbrunnar med alternativa avloppslösningar, helst sådana där växtnäringen återförs till jordbruket, kan dock vara svårt. Trots person-lig kontakt, möjlighet att rådfråga expertis och ett erbjudet bidrag (35 % av inve-steringskostnaderna) under ett par år var det få hushåll som förbättrade sina av-loppssystem i ett avrinningsområde (Ulén & Kalisky, 2005a). I det aktuella fallet var 50 % av de befintliga avloppsanläggningarna klassade som illegala baserat på kommunala beslut. Vid kampanjer med gratiskuponger för fosforfria tvättmedel till hushållen var det få som utnyttjade dessa.

För gårdar där det inte fungerar med diskning med fosforfria diskmedel i mjölkrummen bör man istället rekommendera att avloppen leds till en urin- eller flytgödselbrunn. Naturvårdsverket rekommenderar växeldisk som innebär att man använder ett vanligt alkaliskt klorkombinerat diskmedel till morgondisken och ett fosforfritt syradiskmedel (dock inte fosforsyra) till kvällsdisken eftersom ersätt-ningskemikalien zeolit har gett upphov till mekaniska problem.

Läckage från eventuella torn- och plansilon skall samlas upp så att inget läcker ut och dessa punktkällor är numera åtgärdade.

6.2 Förändrade odlingsmetoder Tillförsel av mineral- och stallgödsel enligt rekommendationerna Målet för dagens odling är en väl avvägd växtnäringsbalans dvs. att fosfor tillförs i balans med bortförseln. Hänsyn tas till markkartering enligt de rekommendationer som Jordbruksverket tagit fram. Syftet är att på sikt sänka P-AL talet för jordar i de högsta klasserna. I ett jordbruksområde nära Skälderviken där man inte längre applicerar stora fosforgivor, och där produktionen av stallgödselfosfor minskat, har fosforhalten i vattendraget minskat med statistiskt säkerhet under perioden 1992-2002 (Ulén et al., 2004b). Undvika applicering på våta jordar Vid all gödsling är det skäl att använda spridare som går att ställa in med bra precition och sprider jämnt. Att sprida stora mängder mineral-gödselfosfor under blöta förhållanden kan ge oacceptabla förlus-ter av fosfor via dränerings-systemen, åtminstone om gödseln får dålig kontakt med jordens mineraldel (Ulén & Mattsson, 2003). Att sprida flytgödsel till vall på vat-tenmättad mark kan också medföra onödiga läckage. Fast stallgödsel som sprids under hösten kan medföra en viss förhöjning av fosforförlusterna jämfört med om spridningen görs på våren. Detta visades under en nederbördsrik vinter samtidigt som fosforn i jorden förflyttade sig djupare ner (Ulén, 2002a). Det rörde sig om ett försök. De skärpa restriktioner som nu gäller för spridning av stallgödsel under hösten har som tidigare nämnt haft en positiv inverkan i ett avrinningsområde

38


t i l l v a t t e n

(Ulén et al., 2003). Det kan dock också innebära en risk för packningsskador och dålig såbädd om våren är blöt och stallgödseln sprids då. Ökad jordkontakt vid appliceringen av gödseln Fosfor som inte får kontakt med mineraldelen i jorden är ett riskmoment. Det är därför viktigt att mineralgödselfos-forn blandas väl i jorden om den sprids på hösten. Om fosforn bredsprids före höst-sådd är det viktigt att harvning sker så att gödselkornen omsluts av jord för att minska förlustrisken. Att bara plöja ned bredspriden fosforgödsel eller PK-gödsel på hösten före vårsådd innebär stora risker för förluster om vattnet söker sig väg genom plogtiltorna. Bredspridning av fosforn på våren till en höstsådd gröda är inte heller lämpligt eftersom fosforn till största delen stannar i ytskiktet vilket inte är optimalt för grödans upptag. Nedbrukning av mineralgödseln med radmyllning eller harvning i samband med sådd är klart att föredra jämfört med bredspridning. I Finland fann Turtola & Jaakola (1995) att ytapplicering på vall gav en förlust av löst fosfor som var tre gånger så stor jämfört med om fosforn myllats ner i sam-band med sådd av korn. Ytapplicering av fosforgödsel på vall bör därför undvi-kas. Om fosforklassen är låg så kan man gödsla för 2-3 års behov i samband med sådden och mylla ned gödseln. Vall är den gröda som har störst möjligheter att hämta fosfor ur markens förråd och man har därmed inte behov av årlig gödsling om inte markinnehållet är lågt (Dock Gustavsson & Sundell, 1983). För övriga grödor bör man alltid undvika förrådsgödsling eftersom detta ökar risken för läcka-ge (Ulén & Mattsson, 2003). Vegetationstät mark under vintern För att behålla eller förbättra markens aggre-gatstruktur kan det vara bra att ha marken bevuxen med vegetation. Växtrester kan också skydda mot regndropparnas slag vid kraftiga regn. Det är dock inte självklart att själva växttäcket bara har positiva effekter eftersom växtmaterialet kan avge fosfater.

Fånggröda anläggs för att minska kväveläckaget. Någon entydig effekt så att den ökar eller minskar yterosionen av partikulär fosfor har inte märkts i svenska försök (Ulén, 1997; Ulén & Kalisky, 2005b). De eventuella utfrysningeffekterna av fosfor, dvs att fosfor har frigjorts i och med att växtcellerna skadats tycks ha varit måttliga i dessa fall. Fånggröda bör därför odlas för att reducera kväveförlus-terna och betydelsen för fosforförlusterna är ringa.

Både svenska (Ulén & Mattsson, 2003) och finska försök (Turtola & Jaakkola, 1995) har indikerat storleksordningen 20 % mindre förluster via dräneringsvatten vid odling av vall än av korngröda. Skillnaden gällde partikulärt fosfor medan löst fosfor förlorats med ungefär samma mängd. Frågan om växttäckets betydelse är dock inte helt utredd. Vid mycket långliggande försök visade Culley et al. (1983) att 25 år efter dräneringsarbetet hade ytor med permanent gräs signifikant högre fosfatkoncentrationerna i dräneringsvattnet jämfört med odlad mark. Detta förkla-rade man med att fosfatfosforn transporterades via maskhål som uppstått först efter många år.

39


t i l l v a t t e n

Plöjning på våren Vårbearbetning har reducerat erosionen högst väsentligt jäm-fört med höstplöjning på erosionskänsliga jordar i Norge och Sverige (Lundekvam, 1995; Ulén & Kalisky, 2005a)

Det finns nya redskap (såplog) som möjliggör plöjning på våren på lerjordar som inte är allför styva. Det kan dock vara svårt att hinna vårplöja de jordar som torkar snabbt på våren. Plöjning tidig höst och under torra förhållanden Vid odlingen gäller det att ha en god struktur hos jorden och detta gynnas om plöjningen sker under torra förhål-landen. Markens tillstånd vid bearbetningen har stor betydelse. På besvärliga och struktursvaga jordar bör man vara speciellt försiktig vid såväl plöjning som stubbe-arbetning (Puustinen, 1994).

Ett exempel på hur viktigt förhållandena är vid plöjningstillfället visas i figur 5. Fältet är en mellansvensk lera. Bortre delen av fältet höstplöjdes under torra förhål-landen men främre delen ett par veckor senare efter kraftiga höstregn. Det senare området av fältet fick betydligt sämre struktur och vattnet kunde inte infiltrera efterföljande vår utan blev stående ovan jord. Minskad packning av jorden Lerrika jordar med sin utpräglade aggregatstruktur kan i hög grad pressas samman och formas i fuktigt tillstånd. När en sådan jord packas av traktorhjul, är det framför allt grövre sprickor och håligheter mellan aggregaten som pressas samman. Packning av jorden kan medföra att alla typer av erosion gynnas. Med tilltagande packning krymper porsystemet, antalet grövre porer minskar, och yterosion uppstår lättare. Jordprofilen kan bli tät när det

Figur 5. Höstplöjning då olika partier av marken varit olika blöt vid plöjningstillfället och sedan torkat upp olika snabbt under våren.

bildas en sula under matjorden till följd av plöjningen. Packningsskador i över-gången mellan matjord och alv kan bidra till partikeltransporten genom markprofi-len. Dräneringsvatten kan rinna ovanpå ett sådant packat skikt tills det träffar på en makropor. Packningsskadorna undviks genom att man utför arbeten under torra förhållanden, koncentrera de tunga transporterna till åkervägarna, sänker lufttrycket

40


t i l l v a t t e n

i däcken och använder större däck. I praktiken är det den sena hösten som det är mest kritiskt för packning eftersom jorden då vanligen är genomfuktad. En sen höstplöjning kan medföra problem och allvarliga packningsskador vilket bör und-vikas. Förbättrad jordstruktur och infiltration Plöjning kan vara både till nackdel och till fördel för fosforförlusterna. Nackdelar kan vara att jorden förflyttas horisontellt på fältet genom jordbearbetning samtidigt som organiska materialet i ytjorden späds ut i och med omblandningen av jorden. Aggregaten bryts ned och förlusten av partikulärt material kan öka. Genom att kalka med släckt kalk kan man förbättra strukturen på lerjordar väsentligt. Plöjning skulle teoretiskt kunna vara till fördel genom att makroporsystemet i marken bryts och att infiltrationsförmågan i mat-jordsskiktet blir jämnare. Effekten uteblev dock i lysimeterförsök (Djodjic et al., 2002). Marktäckning är bra för aggregatstabiliteten. Mycket halm kan dock vara svårt att harva ner och jordbearbeta.

Jordbearbetning innebär att man sliter på aggregaten, speciellt om jorden är blöt. Har man en gång förstört jordstrukturen kan det ta många år att bygga upp en bra sådan den igen. Med en ökad halt organiskt material i jorden kan däremot ris-ken för packningsskador minska. Biologiskt kan alven luckras upp genom grödor med djupa rötter.

Områden med synlig yterosion har sina speciella problem. Vid körning med traktor kan strukturen vid markytan kan brytas ner. Det kan bildas banor i marken som ytvattnet kan följa och erosionen längs hjulspåren kan bli betydande. Man har i danska försök fått mindre ytavrinning på plöjd än på höstsådd mark. En plöjd yta kan nämligen magasinera vatten ovanpå markytan upp till en viss gräns medan vatten lättare rinner av då jorden jämnas till vid höstsådden (Sibbesen et al, 1993). Det är dock viktigast att förbättra markens infiltrationsförmåga så att ytavrinning överhuvudtaget inte uppkommer. Reducerad jordbearbetning Vid reducerad jordbearbetning görs bearbetningen med kultivator eller tallriksharv eller också bearbetas jorden över huvudtaget inte. Då ökar i allmänhet matjordens innehåll av organiskt material, vilket är positivt för aggregatstrukturen. Det finns dock utländska försök där reducerad jordbearbetning ifrågasatts som en åtgärd. Negativa följder som angetts är att mer fosfor kommer från växtrester på ytan, och att makroporflödet i marken blir mer uttalat om marken inte plöjs. På en jord i Ontario med stor fosforförlust via dräneringen (Gaynor & Findlay, 1995) var förlusten av löst fosfat drygt dubbelt så stor vid reducerad jord-bearbetning jämfört med vid konventionell plöjning. Reducerad jordbearbetning är alltså en mycket komplex motåtgärd, och alltför många år utan ordentlig bearbet-ning kan vara omöjligt på vissa jordar. I vissa områden har ändå den metoden varit framgångsrik med goda skördar, mindre jordpackning och, förmodligen bättre infiltrationsförmåga. I långliggande försök i Sverige har man påvisat signifikant bättre aggregat-stabilitet för jord som direktsåtts jämfört med jord som plöjts. Samtidigt har totalfosfor-

41


t i l l v a t t e n

koncentration i det uppslammade vattnet också varit lägre (Etana, 2003). Vid helt plöjningsfri odling kan växtrester göra att upptorkningen på våren blir långsamma-re och vissa jordar kan på längre sikt få matjorden sammanpackad om den aldrig plöjs. Fosfor och kalk kan också stanna i ytskiktet och anrikningen i den allra ytli-gaste jorden skulle kunna medföra fosforrikare ytavrinning. I åttaåriga försök på mjälajord i Dalarna (Ulén & Kalisky, 2005a) har detta dock inte inneburit några problem. Bortledning av ytvatten Ytvattenbrunnar sätter man ut för att undvika att vattnet bli stående i svackor på fältet. Genom att förhindra ansamling av ytvatten förhind-ras också att yterosionen blir så kraftig att det t. ex. uppstår rännilar. Traditionella ytvattenbrunnar bör dock ses som en nödåtgärd och idealet bör istället vara att nederbördsvattnet kan infiltrera i jorden där det faller. Ett sätt att undvika negativa effekter av ytvattenbrunnar är att flytta ner dem under marken och förse dem med kalkfilter. Kalkåterfyllnad vid dränering Att valet av återfyllnadsmaterial vid dräneringen kan ha stor effekt är visat i Finland (Turtola & Paajanen, 1994). I ett kalkfilterdike blandar man uppgrävd dikesjord med kalk, innan man fyller igen diket. Inbland-ningen måste göras omsorgsfullt men täckdikningen görs i övrigt på normalt vis. Kalkbehandlingen gör att fyllnadsjorden blir mycket vattengenomsläpplig och yterosionen minskar (Lindström & Ulén, 2003). Åtgärden passar speciellt vid nedre kanten av sluttande lerjordar där man många gånger har stora fosforförluster. Fyll-nadsjorden har högt pH-värde och fosforn har möjlighet att bindas. I ett svenskt försök var dock fosfathalten naturligt låg och effekten av fosfatbindningen kvanti-tativt liten (Lindström & Ulén, 2003). Om man planerar att dika i ett område med mycket fosforförluster bör man överväga att också kalka återfyllnadsjorden med osläckt kalk. Reglerad dränering Förutsättningen för reglerad dränering är att grundvattenytan är naturligt hög, utloppet för dräneringen fungerar bra och att jorden har en tillräck-ligt hög hydraulisk konduktivitet. Genom dämningsbrunnar på stamledningar kan grundvattennivån ställas in efter behov. Man kan sänka nivån inför beredningen av såbädden, inför skörden och under perioder med hög nederbörd. Under övriga perioder kan man höja nivån i dämningsbrunnarna. Genom detta förlänger man vattnets uppehållstid i marken och minskar utflödet. Åtgärden har prövats i södra Sverige varvid kväveförlusterna minskade. Fosforläckaget minskade också men var naturligt litet på dessa platser. Åtgärden bör därför testas i ett område med stora fosforläckage. Underhåll av backdiken Underhåll av backdiken är viktigt för att förhindra att vatten svämmar ut över fälten. Om en åkerareal får ta emot ytvatten från ett ovan-förliggande fält bör man gräva avskärande diken.

42


t i l l v a t t e n

Skyddszoner runt ytvattenbrunnar, vallremsor i fältet Ytvattenbrunnar anläggs för att leda bort ytvatten. De kan betraktas som punktkällor eftersom fosfortrans-porten koncentrats dit. Skyddszoner runt brunnar är därför en strategisk åtgärd och teoretiskt skulle detta kunna minska fosforförlusterna signifikant i vissa områden (Ulén, 2002b).

Att begränsa sluttningslängden med hälften kan minska erosionen med 30-50 % (Ulén, 1997). Tvärgående vattensamlare med gräs kan vara ett sätt att i praktiken minska sluttningslängden i områden med uppenbar yterosion eftersom infiltratio-nen kan förbättras i vallremsan. Vändtegar har ofta packningsskador och man ser ofta isbrännor på dem. Att undanta vändtegarna från öppen odling och beså dem med gräs kan minska förlusterna från dessa och också förbättra arrondering. Skyddszoner Skyddszoner utgör ett komplement till de åtgärder man gör på fälten för att minska fosforläckaget. Man får för närvarande bidrag i södra och mellersta Sverige för att anlägga 6 m breda skyddszoner längs blåmarkerade vattendrag på den topografiska kartan. Om, och i så fall hur pass effektivt, skyddszonen kan minska fosfortransporten till vattendraget varierar mycket från plats till plats och beror på de hydrologiska förhållandena och jordarnas egenskaper. Fältstudier av skyddszoner under naturliga nederbördsförhållanden är mycket få (Tabell 9). Ingen har relaterat resultaten till geohydrologiska förhållanden och hur mycket av fosfor-transporten till vattendraget som sker via ytvatten, via dränereringsrör respektive via grund-vattentillförsel på den aktuella platsen. De experimentella bevisen om fosforreduktion härstammar i stället från undersökningar av individuella funktioner hos skyddszoner. Man har bara visat att zonerna kan kvarhålla fosforn via ytvatten vid fältkanten.

Viktiga faktorer för att få en bra effekt av anlagda våtmarker som har föreslagits av bl a Puustinen et al. (2001): 1. Lång uppehållstid 2. Höga fosforkoncentrationer i inkommande vattnet 3. Jämt flöde genom hela våtmarken, inga genvägar för vattnet (tät vegetation över hela dammen kan kanalisera) 4. Zoner som tillåter översvämning för att jämna ut högflödestoppar (t.ex. flacka strän-der). 5. Förbiflödeskanal vid extrema högflöden. 6. Minimering av utgrävningsarbetet. 7. Helst inte våtmarker på gamla jordbruksmarker. (Om våtmarken ändå placeras på åker ska matjorden tas bort). 8. En varierad design där delar av våtmarken har öppet vatten och andra delar är grunda. 9. Branta övergångar mellan grunda och djupa partier. 10. Skötsel – gräva ut sedimentet ofta. Sedimentationsdammen kan annars snabbt för-vandlas till en fosforkälla. Erfarenheter av hur sedimenten ska tas bort utan förluster i samband med grävningen saknas.

Till detta ska tilläggas att skyddszoner kan ha en mycket positiv effekt i och med att man stabiliserar dikeskanten när man inte plöjer nära vattendraget. Ett inte utrett

43


t i l l v a t t e n

problem är den utfrysning av fosfater som kan ske från växtmaterial (Uusi-Kämppä et al., 2001). När man utreder fara för detta bör man skilja på späd grönska efter en slåtter och det mera mogna, invintrade växtmaterialet hos vegetatation som förbe-rett sig för vintern. Sådan vegetation omger normalt vattendragen men efter sen skörd är vegetationen mer späd. Effekten av skördetidpunkten för utfrysning är okänd. Biologiskt aktiva våtmarker Våtmarker kan utgöras av naturliga vattensamlingar, "back-vatten" i vattendraget, naturliga våtmarker eller de kan utgöras av speciellt anlagda dammar. Olika vattenväxter har i sina gröna delar ett ganska likartat fos-forinnehåll, så det är främst genom att öka den sammanlagda biomassan som växt-upptaget ökar. Retention av löst fosfor på årsbasis är dock liten (Uusi-Kämppä, et al., 2001). Fosfatfosforhalterna kan tvärtom ökat efter en damm eftersom fosforn periodevis kan frigöras från sedimenten. Sedimentationsdammar Våtmarker och dammar anläggs ibland för att man vill reducera mängden partikulär fosfor genom sedimentation. I norska dammar anlag-da direkt i vattendraget (Braskerud, 2002) har man uppmätt större retentioner än den teoretiska beräknade från partikelstorlek och sedimentationshastigheter. Man har förklarat detta med partiklarna var budna till stora aggregerat när de eroderade från jorden. Detta har inte kunnat verifieras för svenska jordar där mycket av par-tiklarna kan komma via dräneringsrören.

Tabell 9. Försök vid naturliga nederbördsförhållanden med 5-10 m breda skyddszoner vid fält-kanten. Lutning av sluttningen, jordens textur, årlig avrinning (AVR) som medel under försökspe-rioden, andel partikelfosfor (PP) i förhållande till totalfosfor (%) i det tillrinnande vattnet, reduk-tion av PP i kg/ha och av totalfosfor (TP) i procent beräknat på belastningen från den ovanför liggande fältet.

Skyddszon Lutning Jordens textur AVR PP Red PP Red TP Land Ref. Funktion % ler % mjäla % mm/år % kg/ha %

Avr. matj. 10 56 32 102 81 0,31 29a Finland 5,6 Ytavr. 12 19 64 34 89 0,23 88 Norge 3 Ytavr. 10 44 48 41b 58 0,06a 0c Sverige 4 Rännil - sandig lerjord - - ~ 0,09 32d Danmark 1 Rännil 14e sandig lerjord - ~ 0,13 45c Danmark 1 Totalt - ”mjälajord” 300f - 42g Vermont 2

Avr. matj. - minskad transport vid fältkanten via avrinning i övre matjordsskiktet Ytavr. - minskad transport vid fältkanten via ytavrinning Rännil - minskad transport vid fältkanten via rännilar Totalt - effekten i vattendraget genom minskad transport via ytavrinning, mindre packning och destruktion av jorden genom djurtramp, ingen direkt gödsling via träck och urin och stabilisering av vattendragskanter genom plantering aSamma flöden är beräknade med grästäcke som utan bendast vinterhalvåret c gräset skördades inte och lösta fosfathalten ökade liksom totalfosforhalten d beräknat på partikelbunden fosfor e lutning av själva skyddszonen var mycket liten favrinningen i vattendraget gresultat från endast ett år

44


t i l l v a t t e n

Det kan i praktiken vara svårt att hitta lämpliga platser och samtidigt få lång uppe-hållstid för vattnet i dammarna. Erosionskänsliga slänter kan också behövas stabil-seras med kross efter grävningen (Ulén & Kalisky, 2005a). Tabell 10a. Åtgäder och mekanismer för att reducera förlusterna av löst P och partikulärt bunden fosfor (PartP) från dränerade lerjordar i Sverige med ett lerinnehåll av minst 15% och med mycket makroporflöden och dräneringsförluster av fosfor. Effekterna är vanligen uppskattningar och indike-ras med 0, +, ++ or +++ så att fler + betyder bätter effekt. A = åtgårder med omedelbar effekt B = åtgärder som har effekt efter längre tid AB = åtgärder som har effekt både på kort och lång sikt P = åtgärder som har potential men där tillräckliga forskningsresultat saknas

Åtgärd Mekanism Effekt Tidsram Poten-tial

Ref

SRP PartP

SRP PartP SRP

PartP

Förändrad odling Ta hänsyn till jordens P-AL tal vid gödsling med mineralP/stallgödsel

Ingen ökning av överskottet av fosfor i jorden

++ + AB AB P P

Undvika applicering på våta jordar Mindre makroportransport av P +++ ++ A A 10:5 Radmylla eller blanda in omdelbar omsorgsfullt och omedelbart

Ökad kontakt mellan gödsel och jord vid tillförsel

+++ ++ A A P P 10:2

Vegetationstät mark under vintern: permanent gräs / vall / fånggröda

Skydd mot frigörning av partiklar o filtrering av frigjorda partiklar

0 +++ 0 A P 10:4,5

Plöja under tidig höst och under torra förhållanden i jorden

Mindre risk att förstöra jordag-gregaten

+ ++ AB AB P P

Minska packning av jorden Mindre kanalisering av flöden ++ +++ AB AB P P Öka mullhalten i jorden och plöja under torra förhållanden i jorden

Förbättrad infiltrationen av vatt-net genom bättre markstruktur

++ +++ AB AB P P

Åtgärder med dräneringen Leda bort ytvatten Undvika stående vatten + + A A P P 10:1 Blanda kalk i återfyllnadsmateria-let över dräneringsledningarna

Förbättrad infiltrationen av vatten och kemisk fällning av lost P

+ ++ A A 10:3

Använda reglerad dränering Minskad mängd avrinnande vatten

+ + A A P P

Andra åtgärder på fältet Underhålla backdiken Undvika extra vatten på fältet ++ +++ A A P P Skyddszoner med gräs eller kalk runt ytvattenbrunnar

Förbättrad infiltration av vatten + ++ A A P P 10:7

Vallremsor i fältet Förbättrad infiltration av vatten + ++ A A P P Åtgärder i avrinnigsområdet Skyddszoner Förbättrad infiltration av vatten - ++ - A P P Biologiskt aktiva våtmarker Biologiskt upptag av P + 0 A 0 P Sedimentationsdammar Sedimentation av Part P + 0 A 0 P

45


t i l l v a t t e n

Tabell 10b. Åtgäder och mekanismer för att reducera förlusterna av löst P och partikulärt bunden fosfor (PartP) från mjälajordar i Sverige med ett mjälainnehåll av (beroende på inslaget av andra kornstorlekar) minst 40-40% och med mycket ytavrinning (kuperad terräng). Effekterna är vanligen uppskattningar och indikeras med 0, +, ++ or +++ så att fler + betyder batter effekt. A = åtgårder med omedelbar effekt B = åtgärder som har effekt efter längre tid AB = åtgärder som har effekt bade på kort och lång sikt P = åtgärder som har potential men där tillräckliga forskningsresultat saknas


Ref

SRP PartP

SRP PartP SRP

PartP



++ + AB AB P P

Undvika applicering på våta jordar soil

Mindre ytavrinning av P +++ ++ A A P P

Radmylla eller blanda in omdelbar omsorgsfullt och omedelbart


+++ ++ A A P P



0 +++ 0 A 10:6

Vårplöjning Mindre frigörning av partiklar ++ +++ A A P 10:6 Plöja under tidig höst och under torra förhållanden i jorden


+ ++ AB AB P P

Minska packningen av jorden Mindre kanalisering av flöden ++ +++ AB AB P P Öka mullhalten i jorden och plöja under torra förhållanden i jorden

Förbättrad infiltrationen av vatt-net genom bättre markstruktur

++ +++ AB AB P

Åtgärder med dräneringen Leda bort ytvatten Undvika stående vatten + + A A P P Blanda kalk i återfyllnadsmateria-let över dräneringsledningarna

Förbättrad infiltrationen av vatten och kemisk fällning av lost P

++ +++ A A P P


+ + A A P P

Andra åtgärder på fältet Underhålla backdiken Undvika extra vatten på fältet ++ +++ A A P P Skyddszoner med gräs eller kalk runt ytvattenbrunnar

Förbättrad infiltration av vatten + ++ A A P P 10:7

Vallremsoi fältet Förbättrad infiltration av vatten + ++ A A P P Åtgärder i avrinnigsområdet Skyddszoner Förbättrad infiltration av vatten o

filtrering/sedimentation av PartP - ++ - A P P

Biologiskt aktiva våtmarker Biologiskt upptag av P + + A A P P Sedimentationsdammar Sedimentation av Part P + ++ A A P P

46


t i l l v a t t e n

Tabell 10c. Åtgäder och mekanismer för att reducera förlusterna av löst P och partikulärt bunden fosfor (PartP) från sandiga-moiga jordar i Sverige med liten förmåga att sobera löst fosfor (låg halt av järn, aluminium och kalk i matjord och alv). Effekterna är vanligen uppskattningar och indikeras med 0, +, ++ or +++ så att fler + betyder batter effect. A = åtgårder med omedelbar effekt B = åtgärder som har effekt efter längre tid AB = åtgärder som har effekt bade på kort och lång sikt P = åtgärder som har potential men där tillräckliga forskningsresultat saknas


Ref

SRP PartP

SRP PartP SRP

PartP



++ + AB AB P P 10:8

Undvika applicering på våta jordar Mindre läckage ++ + A A P P Radmylla eller blanda in omdelbar omsorgsfullt och omedelbart


+++ ++ A A P P 10:2



0 +++ A A P P

Vårplöja Mindre frigörning av partiklar ++ +++ A A P Plöja under tidig höst och under torra förhållanden i jorden


+ ++ AB AB P P

Minska packningen av jorden Mindre kanalisering av flöden ++ ++ A A P P Åtgärder med dräneringen Leda bort ytvatten Undvika stående vatten + + A A P P 10:1 Blanda kalk i återfyllnadsmateria-let over dräneringsledningarna

Förbättrad infiltration av vatten och kemisk fällning av löst P

++ ++ A A P P


++ ++ A A P P 10:9

Andra åtgärder på fältet Underhåll av backdiken Undvika extra vatten på fältet ++ +++ A A P P Skyddszoner med gräs eller kalk runt ytvattenbrunnar

Förbättrad infiltration av vatten + + A A P P 10:7

Vallremsor i fältet Förbättrad infiltration av vatten + + A A P P Åtgärder i avrinningsområdet Skyddszoner Förbättrad infiltration av vatten o

filtrering/sedimentation av PartP - + - A P P

Biologiskt aktiva våtmarker Biologiskt upptag av P + + A A P P Sedimentationsdammar Sedimentation av Part P + ++ A A P P

47


t i l l v a t t e n

Bilaga 1

Undersökningsmetoder och modellering I Sverige saknas bra data på markfysik och markkemi kombinerat med mätningar av fosforförluster. Sådana data kommer att behövas i framtida identifikation av problemområden och för modellberäkningar. För att resultat från åtgärdsförsök mot fosforförluster ska kunna användas inom rådgivning är det viktigt att man har statistisk upprepning i försöken. Studier av åtgärder mot fosforförluster kan göras i flera olika skalor. 1 Sugceller Markvattnet kan mätas med sugceller. Med sugceller kan man möjligen få ett rim-ligt mått på koncentrationen löst fosfor men inte på den partikulära fosforn i mark-vattnet (Sibbesen, 1996). Vattnet i cellerna är stillastående och isolerat, till skillnad från vattnet som perkolerar ner under rotzonen. 2 Lysimeterar Gränsen mellan vad som kallas lysimetrar och försöksrutor är flytande. Med lysi-metrar menas här försöksutrustning med jordkolonner som används för att studera läckaget genom markprofilen. Ett flertal typer av lysimetrar har använts för att jämföra effekten av olika odlingsåtgärder och lysimeterstudier är mycket använd-bara för att studera processer. Eftersom markstrukturen är så viktig bör den vara så ostörd som möjligt.

Små ostörda lysimetrar utnyttjade av Magid et al. (1992) parallellt med sug-celler och med tillsatts av färgämnen för att studera fosforns flödesvägarna. De fann att lysimetrarna kunde avspegla vattnet som rörde sig genom jorden, medan sugcellerna gav en bild av den stagnanta jordlösningen. Bergen Jensen (2000) ut-nyttjade större lysimetrar som karvades fram ur jorden. Vattenflödet genom lysim-etrarna styrdes med en utrustning som gav konstant långsamt flöde mellan 1 och 10 mm/h. Försöken visade att transport av löst P var snabbare vid låg jonstyrka i vattnet än vid hög därför att adsorptionen var mindre. Då jorden fått stallgödsel transporterades mycket stora mängder partikulär fosfor igenom lysimetrarna.

Ulén et al. (1998), och Djodjic et al. (1999) utnyttjade lysimetrar som prov- togs så att jordens skiktning var ostörd. En icke-reaktiv substans (bromidjon) och radioaktivt märkt fosfor utnyttjades för att studera mönstret och hastigheten av transporten. Resultaten visade bl. a. att transporten var mycket flödesdominerad och att den mesta av transporten skedde med makroporflöde. 3 Rutförsök Uppsamling av ytvatten Ren ytvattentransport är svår att mäta, eftersom vatten-hinnan som transporterar partiklar och löst fosfor ofta är mycket tunn. Yterosionen varierar med sluttningsgrad och sluttningslängd. Om yterosionen är så kraftig att

48


t i l l v a t t e n

rännilar uppkommer blir transporten av fosfor än svårare att mäta. I USA kombi-neras ofta ytavrinningsförsök med regnsimuleringar. Regnintensiteten och varak-tigheten varierar mycket i olika undersökningar som annars skulle kunna jämföras mera med varandra. Ur svensk synvinkel har de också begränsat värde, eftersom frysningstiningsförhållanden i marken har så stor betydelse här.

Metoder för att samla upp ytvatten Internationellt används ofta "USLE"-rutor enligt amerikansk modell som är 22 m långa ("USLE" = universal soil loss equation). Bredden är av mindre betydelse men bör tillåta normala odlingsmetoder. Flyttbara uppsamlings-kärl (Gerlach, 1967) har provats av Ulén (1997). I högerosiv mjälajord var uppsam-lingskärlen alltför mobila och ytvatten samlas upp i gummiklädda rännor Ulén & Kalisky (2003). På lerjord fungerade kärlen något bättre, men variationen mellan parallella tråg var stor och många upprepningar är nödvändiga.

Flödesproportionell provtagning från rutor och fält För att få ett säkert mått på transporten, bör vattenprover tas flödesproportionellt, speciellt om det förekommer mycket ytavrinning eller om jorden är mycket strukturerad. Manuell provtagning gjorde att den beräknade transporterade mängden totalfosfor bara var 62 % jämfört med tran-sporten från flödesproportionell provtagning på en typisk svensk strukturerad lerjord under tre år (Ulén, 1995). För en mycket strukturerad lerjord med många makroporer gav på samma sätt den manuella provtagningen en transporterad totalfosfor som en-dast var 37 % jämfört med om flödesproportionell provtagning skett (Ulén & Persson, 1999). Åtskilliga av de fosforförluster som har rapporterats från lerjordar är därför för-modligen för låga och får ses som minimisiffror

En kraftigt simulerad regnintensitet, med t.ex. vad som mest faller under en tioårs-period kan dock ge information om "i värsta fallförluster" vid nederbörd. Vid ut-värderingen måste man komma ihåg att ett rutförsök endast representerar en be-gränsad yta. Den totala effekten i ett landskap kan vara annorlunda där man t.ex. kan ha svaga punkter med mycket yterosion och låglänta partier som är fosforrika. Uppsamling av dräneringsvatten Rutor av varierande storlek används. Ett vanligt problem kan vara att avrinningen mellan till synes lika rutor varierar på grund av skillnader i grundvattnets tryck. Man har därmed inte full kontroll över hur vattnet flödar. Ibland används en kalibreringsperiod för att kontrollera variationen mellan rutorna, men variationen är förmodligen större vissa år och mindre andra år. Fler-åriga försök med upprepningar är därför nödvändiga. 4 Försöksfält Uppsamling av dräneringsvatten En vanlig försöksdesign är att samla upp drä-neringsvattnet i utloppet av ledningarna och mäta flödet med vippkärl eller flottör-skrivare. Endast dränerade fält med en viss nivåskillnad i utloppet kan mätas på så vis. Ytvatten kan ibland infiltrera direkt i dräneringssystemen via ytvattenbrunnar. I dräneringssystemet mäter man då förluster av fosfor både via ytavrinning och via transport genom marken. Det är viktigt att också känna till grundvattnets rörelse eftersom transporten av fosfor är så beroende av mängden avrinnande vatten och denna i sin tur är så beroende av hur mycket grundvatten som tillförs.

49


t i l l v a t t e n

Ett annat uppsamlingssystem har använts av Puustinen (1994). I stället för att samla upp det rena ytvattnet eller dräneringsvattnet lät han vattnet från 0-10 cm djup och 10-30 cm djup passera ett lager singel och ett brett lager stålnät innan det nådde uppsamlaren. Detta bör rimligen ha en filtrerande effekt på vattnet som för-svårar utvärderingen.

Dräneringsvattnet är bara en del av det vatten som infiltrerar i marken. Vattnet kan passera förbi mellan dräneringsledningarna ner under rotzonen och till grund-vattnet. 60 % av den svenska åkerarealen är ofullständigt dränerade och vatten kan antingen rinna av ytligt eller också dränera neråt i markprofilen. Uppmätta värden på fosforförluster från försöksfält kan inte överföras direkt till hela landskapet där fosfortransporten sker på ett annat och mer ”komplicerat” sätt. Vid en övergång mellan åker och vattendrag kan flera processer påverka den vidare transporten. 5 Små avrinningsområden Mätningar i jordbruksbäckar I den Svenska miljöövervakningen studeras typ-områden som i genomsnitt är 10 km2 stora och har en stor andel jordbruksmark. Även när det gäller avrinningsområden är det viktigt att känna till grundvattnets rörelser eftersom det inverkar på den uppmätta transportmängden. Hydrologisk studerar man vanligen bara en slutpunkt.

Flödesproportionell provtagning i avrinningsområden Även på en storleksnivå som motsvarar ett avrinningsområde på flera km2 bör man ta vattenprover flödespro-portionellt för att transporten inte ska underskattas. Samtidigt bör man vara medveten om att en flödesproportionell provtagning innebär att man inte mäter de mest extrema koncentrationerna utan mer utjämnade halter.

Vattnet kan dock flöda mycket oregelbundet i avrinningsområdet. En paradox är att man ofta konstaterar att det sker mycket snabba flöden med ’nytt vatten’ i vatten-dragen (t.ex. genom att mäta bekämpningsmedel) men att man med konservativa spårämnen (t.ex. syreisotopen O-18) samtidigt konstaterar att vattendragen också har en stor andel ’gammalt vatten’. Det senare kan betraktas som ett ytligt grund-vatten (’pre-event water’).

Undersökningar i avrinningsområden är ofta en ”monitoring” dvs. en passiv re-gistrering av fosfortransporten. Genom en registrering av odlingsåtgärderna på fältet kan man dra slutsatser om odlingens påverkan. Saknas data om vad som sker på marken har programmet mycket begränsat värde. En noggrann klimatregistre-ring är också nödvändig. Monitorprogram har använts för att ta fram enkla empi-riska samband där fosforbelastningen korrelerats med variabler som andel jord-bruksmark och djurtäthet. Åtgärdsområde med referensområde I Norge undersöktes fosfortransporten under 4 år och inom fyra regioner av olika karaktär. Inom vardera regionen gjordes undersökningar dels från ett åtgärdsområde och dels från ett referensområde (Rog-nerud et al., 1989). Under ett inledande år registrerades transporten passivt i båda typerna av område. Under de tre följande åren var det meningen att en rad åtgärder för att minska fosforförlusterna i åtgärdsområdena skulle genomföras. Detta tog

50


t i l l v a t t e n

emellertid längre tid än beräknat, bl. a. beroende på svårigheter att nå ut med in-formation. Jämförelsen mellan områdena gav därför inte så stort utslag. Framför allt lyckades man inte med att få fram bra referensområden. 6 Kombination av mätningar på olika nivåer Att göra studier samtidigt på olika nivåer har undantagslöst visat sig värdefullt för att öka förståelsen för olika processer. Det är också nödvändigt för att utveckla modeller. Laboratorieförsök – fältförsök Metoder att utnyttja resultat från jordprover och samband med fosforläckage är ett måste för generaliseringar i större skala, efter det att sambanden styrkts. Ett exempel är desorptionsstudier i samband med erosions-studier som utnyttjades av Sharpley et al. (1981). De fann ett empiriskt samband mellan desorption av fosfor och en konstant för den aktuella jorden, förhållandet vatten/jord och den kemiskt bestämda omedelbart desorberbara fosformängden. Lysimeterförsök - fältförsök Ulén et al. (1998) jämförde transporten av partikulär fosfor dels genom lysimetrar som var 30-50 cm djupa och dels via dräneringsrör på 1 meters djup i ett fält. Fältet är flackt, har bara en ytvattenbrunn och ytvattentrans-porten bör inte spela så stor roll. Eftersom transporterna av partikulär P var ungefär lika stora, från lysimetrar och fält bör markroporerna i fält ha varit kontinuerliga ända ned till dräneringsdjupet. Vad gäller den lösta fosforn var däremot olikheterna stora och andra, t ex kemiska processer kan ha spelat in.

Hydrologiska modeller I en hydrologisk modell delas jorden upp i flera lager. Man skiljer också på olika hydro-logiska tillstånd t. ex. då marken är mättad, då fältkapacitet råder (vattnet är tillgängligt för växtrötterna) och då vattnet är otillgängligt för rötterna. En vanlig ansats är att an-vända Richards ekvation för omättade flöden då man utgår från grundvatten-flödet, den omättade hydrauliska kapaciteten och jordens vattenhalt. Den hydrauliska kapaciteten är svår att mäta då den rumsliga variationen är mycket stor.

Små avrinningsområden - större avrinningsområden Mycket få studier har gjorts där man jämfört transporten från områden med olika storlek. Ongley (1976) ansåg att närsaltstransporten i små avrinningsområden var ganska opåverkad av lagring och upptag men att en upplagring skedde i större områden. En liknande slutsats drog Praire & Kalff (1986). De avsatte fosforexporten mot storleken på (jordbruksdominerade) avrinningsområden (50-5730 ha) och fann minskade trans-port ju större området var.

Sammanfattningsvis bör fler studier göras då man samtidigt arbetar i olika ska-lor, så att man får större kunskap om retention och omlagring av fosfor på olika storleksnivåer.

51


t i l l v a t t e n

Modellberäkningar En transportmodell bygger alltid på en hydrologisk modell. För fosforberäkningar har vanligen modeller för ren yterosion av fosforn utnyttjats. De bygger på någon form av erosionsmodell. Man brottas med stora svårigheter eftersom någon bra erosionsmodell ännu inte är framtagen. En helt utvecklad modell kommer att kräva detta tillsammans med mer fysikaliska och kemiska kunskaper om de inblandade processerna. Ytvattnet betraktas vanligen som en film som rör sig ovanpå jorden men även andra fysikalisk/kemiska processer än desorptionen är verksamma. Man behöver bygga in faktorer som tar hänsyn till förhållandena med tjäle i markytan som kan ha stor betydelse för fosforförlusterna (Ulén, 1997). Sharpley et al. (1994) ansåg också att man bör förutse fosforförlusten från olika episoder och inte genera-lisera under långa tidsförlopp.

De flesta erosionsmodeller är dock kontinuerliga utan att baseras på enstaka händelser. De bygger vanligen på samband från ”universal soil loss equation” (USLE) baserade på ett stort antal empiriska resultat från rutförsök i USA.

Med hjälp av GLEAMS-modellen beräknade Shirmohammadi et al. (1998) årsförluster av löst fosfor via dräneringen. Modellen bygger inte på makroporflöde utan anpassades till den. Beräkningen gjordes med hjälp av kvoten mellan den hydrauliska konduktiviteten i makroporer och matrix och kvoten avrinning/neder-börd. Till modellen adderades en erosionsdel med partikulärt fosfor, varvid partiku-lärt P antogs vara bunden till suspenderade partiklar som transporteras hela vägen från markytan till dräneringen. Modellen klarade inte att förutspå enstaka händelser men beskrev långa tidsförlopp någorlunda bra.

I Finland har man lagt till en funktion till den från USLE vidareutvecklad mo-dell (CREAMS) så att den anpassas till snöackummulationen och snösmältningen (ICECREAM). Denna håller på att utvecklas så att den ska kunna beskriva makro-porflöde av löst och partikulärt fosfor genom marken (Larsson et al., in prep.).

I Norge använder man en empirisk erosionsmodell som underlag för att ge differentierade miljöbidrag beroende på markens risk för yterosion (Lundekvam, 2003). Det finns i huvudsak tre källor till osäkerhet vid modellberäkningar:

1) Mätosäkerheten för indata där man måste beakta provtagningsstrategier 2) Processosäkerheten då processerna är ofullständigt kända 3) Modellosäkerheten som visar hur felaktigheter i indata fortplantar sig till

utdata i modellen. Ett annat problem är att flera kombinationer med parametrar kan ge samma resul-tat.

För existerande fosformodeller gäller ofta att osäkerhet 2 är större än osäkerhet 3, men oftast redovisas bara 3. Om man skalar upp till t. ex. avrinningsområden innebär detta oundvikligen en ökad osäkerhet som beror på oförmågan att ta prov heterogent och att förstå hur processerna påverkar varandra.

52


t i l l v a t t e n

Referenser (Referenser i tabell 9 och 10 har numrerats 9:1-9:6 resp. 10:1-10:9) Andersson, A., Eriksson, J. & Mattsson, M. 2000. Phosphorus accumulation in Swedish agricultural soils. Swedish Environmental Protection Agency, Report no 5110.

Bache, B.W. & Williams, E.G. 1970. A phosphate sorption index for soils. J. Soil Sci. 22: 289-301.

Bergen Jensen, M. 2000. Subsurface transport of phosphorus in relation to its mo-bilization and immobilization in structured soil. Doctoral Thesis. Dep. of Agricul-tural Sciences, The Royal Veterinary and Agricultural University, Copenhagen, Denmark.

Beuchemin, S. & Simard, R.R. 1999. Soil phosphorus saturation degree: Review of some indices and their suitability for P management in Québec, Canada. Canadian J. Soil Sci. 79: 615-624.

Bloom P.R. 1981. Phosphorus adsorption by an aluminium-peat complex. Soil Sci. Soc. Am. J. 45: 267-272.

Borggaard, O.K., Jörgensen, S.S., Möverg, J.P. & Raben-Lange, B. 1990. Influence of organic matter on phosphate adsorption by aluminium and iron oxides in sandy soils. J. Soil Sci. 41: 443-449.

Bradshaw, E. & Anderson, J. 2001. Validation of a diatom-phosphorus calibration set for Sweden. Freshwater Biology 46: 1035-1048.

Brady, N.C. 1984. The nature and properties of soils. McMillan Publisher Com-pany New York. 9th ed. Chapter 10.

Brandt, M. & Ejhed, H. 2003. TRK Transport-Retention-Källfördelning - Belast-ning på havet. Naturvårdsverket Rapport nr. 5247.

Braskerud, B. 2001. Sedimentation in small constructed wetlands – retention of particles, phosphorus and nitrogen from arable watersheds. Dr. Scient. Dissertation 2001:10. Norges Lanbrukshöjskole, Ås, Norge.

Brookes, P.C. Powlson, D.S. & Jenskinson, D.S. 1984. Phosphorus in the soil mi-crobial biomass. Soil Biology and Biochemistry 16, 169-175.

Börling, K., Otabbong, E. & Barberis, E. 2001. Phosphorus sorption in relation to soil properties in some cultivated Swedish soils. Nutr. Cycl. Agroecosys. 59: 39-46.

Coale, F. 2000. The Maryland phosphorus site index, technical users guide. Infor-mation from Maryland Cooperative Extention; University of Maryland, College park, USA.

53


t i l l v a t t e n

Culley, J.L.B., Bolton, E.F. & Bernyk, V. 1983. Suspended solids and phosphorus loading from a clay soil. I Plot studies. J. Environ. Qual. 12: 493-498.

10:1 Djodjic, F., Bergström, L., Ulén, B. & Shirmohammadi, A. 1999. Mode of transport of surface applied P-33 through a clay and sandy soil. J. Environ. Qual. 28: 1272-1282.

Djodjic, F., Bergström, L., Ulén, B. 2002. Phosphorus losses from a structured clay soil in relation to tillage practices. Soil Use Manage. 18: 79-83.

Djodjic, F., Montas, H., Shirmohammadi, A., Bergström, L. & Ulén, B. 2002. A decision support system for phosphorus management at a watershed scale. J. Envi-ron. Qual. 31: 937-945.

Djodjic, F., 2003. Phosphorus losses from arable fields in Sweden. Effect of field-specific factors and long-term trends. Submitted to Environmental Monitoring and Assessment.

Djodjic, F. & Börling, K. 2004. Phosphorus leaching in relation to soil type and soil phosphorus content. J. Environ. Qual. 678-684.

Dock Gustavsson A.M. & Sundell B.1983. Produktionsekonomiska analyser av gödslingsförsök. Rapport nr 213, Institutionen för ekonomi och statistik, Sveriges lantbruksuniversitet, ISSN 0347-982X, ISBN 91.576.1461-X

Eghball, B., Binford, G.D. & Battenspergel, D.D. 1996. Phosphorus movement and adsorption in a soil receiving long-term manure fertilizer application. J. Environ. Qual. 25: 1339-1343.

Egnér, H., Riehm, H. & Domingo, W.R. 1960. Untersuchungen über die chemische Bodenanalyse als Grundlage für die Beurteiling des Nährstoffzustandes der Böden. II Chemische Extrationsmethoden zur Phosphor och Kaliumbestimmung. Kungl. Lantbrukshögsk. Ann. 26: 199-215.

Eriksson, J. & Andersson, A. 1997. Current status of Swedish arable soils. Swedish Environmental Protection Agency. Report 4778.

Eriksson, J., Andersson, A. & Andersson, R. 1999. Texture of the agricultural top-soils in Sweden. Swedish Environmental Protection Agency. Report 4995.

Ekholm, P. 1998. Algal-available phosphorus orginating from agriculture and mu-nicipalities. Monographs of the Boreal Environment Research No 11. Finish Insti-tute of Environment, Helsinki.

Etana, A. 2003. Studies of aggregate stability and phosphorus losses in long-term experiments with different tilling systems. Department of Soil Physics, Institute of Soil Science. SLU, Manuscript.

Fox, T.R., Comerford, N.B. & McFee, W.W. 1990. Low-molecular-weight organic acids in selected forest soils of south-eastern USA. Soil Sci. Am. J. 54: 1139-1144.

54


t i l l v a t t e n

Fredriksson, F. 1994. Närsaltsreduktion i infiltrationsanläggningar för avloppsvat-ten från enskilda fastigheter. Seminarier och examensarbeten, Avdelningen för Vattenvårdslära, SLU, nr. 22

Gaynor, J.D. & Findlay, W.T. 1995. Soil and phosphorus loss from conservation and conventional tillage in corn production. J. Environ. Qual. 24: 734-741.

Gerlach, T. 1967. Hillslope throughs for measuring sediment movement. Rev. Geomorph. Dyn. 4: 173.

Goldberg, S. & Sposito, G. 1985. On the mechanism of specific phosphate adsorp-tion by hydroxylated mineral surfaces - a review. Commun. Soil Sci. Plant. Anal. 16: 801-821.

Hellström, D., Johnsson, L. & Sjöström, M. 2003. Bra små avlopp – utvärdering av 15 enskilda avlopps-anläggningar, Stockholm Vatten AB, Rapport.

Hieljtes, A.H.M. & Lijklema, L. 1980. Fractionation of inorganic phosphates in calcerous sediments. J. Environ. Qual. 9: 405-407.

Hoffman, H. & Hege, U. 1985. Gülle ein wertvolle wirtschaftsdunger. Auswetungs- und Informations-dients für Ernährung Landwirtschaft und Forsten 149 AID, Bonn: 1-28.

Ivarsson, K. 1989. Large amounts of soil phosphorus – difficult for the plants to utilize. Swedish University of Agricultural Sciences. ISBN 91-576-3759-8.

Johansson, H. & Persson, G. 2001. Svenska sjöar med höga fosforhalter – 790 naturligt eutrofa eller eutrofierade sjöar. Institutionen för miljöanalys, SLU, rapport 2001:8.

Joner, E.J. & Jakobsen, I. 1994. Contribution by two arbuscular mycorrhizal fungi to P uptake by cucumber (Cucumis sativus) from 32P-labelled organic matter dur-ing mineralization in soil. Plant and Soil 163: 203-209.

Knulst, J. 2001. Fosfor i nederbörd. Institutet för Vatten- och Luftvårdsforskning, rapport B 1442, IVL, Box 21060, Stockholm.

Kronvang, B., Laubel, A. & Grant, R. 1997. Suspended sediment and particulate phosphorus transport and delivery pathways in an arable catchment, Gaelbeack stream, Denmark. Hydrol. Proc. 11: 627-642.

9:1 Kronvang, B., Laubel., A.R., Larsen; S.E. and Iversen, H.L. 2000. Soil erosion and sediment delivery through buffer zones in Danish slope units. Proc. from “The role of erosion and sediment transport in nutrient and contaminant transfer” Water-loo, Canada, July 2000.

Källqvist, D. & Berge, T. 1990. Biotilgjengelighet av fosfor i jordbruksavrenning, sammenlikhet med andra forurensningskilder. Slutrapport NIVA, 130 sidor.

55


t i l l v a t t e n

Larsen, S.E., Kronvang, B., Windolf, J. & Svendsen. L.M. 1999. Trends in diffuse nutrient concentrations and loadings in Denmark: statistical trend analysis of stream monitoring data. Wat. Sci. Tech., 39: 197-205.

Larsson, M., Jarvis, N., Persson, K. 2003. Simulation of macropore transport of phosphorus through a clay soil in Sweden. Div. of Water Quality Management, SLU. Manuscript.

Leinweber, P., Turner, B.L. & Meissner, R. 2002. Potential source of water pollu-tion: phosphorus. Chapter 2 in Haygarth, P.M. & Jarvis, S.C. (eds.) Agriculture, Hydrology and Water Quality. CABI International, Oxon, UK and New York, USA, pp 29-55.

10:3 Lindström, J. & Ulén, B. 2003. Effekt av kalk i täckdikesåterfyllningen på fosforförluster från jordbruksmark. Avdelningen för Hydroteknik, SLU. Slutrapport till Jordbruksverket.

Lundekvam, H. 1990. Åpen åker og erosionsproblem. Foredrag ved konferensen om landbrukspolitikk og miljoforvaltning, Drammen 30-31 jan. 1990. Inst. for jordfag, NHL, Boks 32 1432, Ås, Norge.

Lundekvam, H. 1993. Avrenning, erosjon og stofftab ved ulike dyrkningssystem og jordarter i Akershus/Östfold. Norsk Landbruksforskning Suppl. 16: 124-141.

Lundekvam, H. 1995. Rapport fra avrenningsfelta ved Institutt for jord- og vassfag for 1993 og 1994. Rapport Institutt for jord- og vannfag NLH, ISSN 0805-7214.

Lundekvam, H., Romstad, E. & Øygarden, L. 2003. Agricultural policies in Nor-way and effects on soil erosion. Environ. Sci. Policy 6, 57-67.

Magid, J., Christensen, N. & Nielsen, H. 1992. Measuring phosphorus fluxes through the root zone of the layered sandy soil, comparison between lysimeter and suction cell solution. J. Soil Sci. 43: 739-747.

Malgeryd, J. & Torstensson, G. 2003. Kvävehushållning och miljöpåverkan vid olika strategier för skötsel av gröngödslingsvallar. Konferensrapporten från Ekolo-giskt lanbruk, Vägar, Val, Visioner, Ultuna 18-19 november, CUL, Ultuna, sid 214.

Mc Cutcheon, S.C., Martin, J.L. & Barnwell, J.O. 1992. Water Quality From Maidment, D.R. (ed.) Handbook of Hydrology. McGraww Hill, Inc. NY.

9:2 Meals, D.W. 2001. Water quality response to riparian restoration in an agricul-tural watershed in Vermont, USA. Wat. Sci. Tech. 43: 175-182.

Mengel, K. & Kirkby, E.A. 1987. Principles of plant nutrition, Wurlaufen, Bern, pp 420-421.

Nash, D.D & Halliwell, D.J. 2000. Tracing phosphorus transfere from grazing land to water. Water Res. 34: 1975-1985.

56


t i l l v a t t e n

Naturvårdsverket 1995. Vad innehåller avlopp från hushållen? Naturvårdsverket, SNV rapport 4425.

Niskanen, R. 1990a. Sorption capacity of phosphate in mineral soils. I Estimation of sorption capacity by means of sorption isotherms. J. Agric. Sci. Finland 62: 1-8.

Niskanen, R. 1990b. Sorption capacity of phosphate in mineral soils. II Depend-ence of sorption capacity on soil properties. J. Agric. Sci. Finland 62: 9-16.

Ocampo, J.A. & Hayman, D.S. 1980. Effects of pesticides on mycorrhiza in field-grown barley, maize and potatoes. Trans. British Mycol. Soc. 74: 413-416.

Olsen, S.R. & Sommers, I.E. 1982. Phosphorus. From: Page, A.I. (ed.). Methods of soil analysis. Part 2 second ed. Agronomy 9: 403-429.

Ongley, E.D. 1976. Sediment yields and nutrient loadings from Canadian water-sheds tributary to Lake Erie: an overview. J. Fish. Res. Board Can 33: 471-484.

Pagel, H. Schneider, E., Benkenstein, H. & Kruger, W. 1985. Einfluss langjährig differenziertes Düngung auf Kapazitäts-, Quantitäts-, und Intensitätswerte des Phosphats im Krumen- und Unterboden des Statischen Nährstoffmangelversuches Thyrow. Arch. Acker- Pflanzen Bodenk. 29: 277-283.

Persson, G. & Broberg, O. 1985. Nutrient concentrations in the acidified Lake Gårdsjön: The role of transport and retention of phosphorus and nitrogen and DOC in watershed and lake. Ecol. Bull. 37: 158-175.

Persson, G. & Olsson, H. 1992. Eutrofiering i svenska sjöar och vattendrag: till-stånd, utveckling och verkan. Naturvårdsverket, rapport nr. 4147.

Persson, J., Ottabong, E., Olsson, M., Johansson, M-B. & Lundin, L. 1994. Mar-kens bördighet: vad är bördighet och hur påverkas den? Naturvårdsverket, rapport 4337.

Pierzynski, G.M., Sims J.T. & Vance, G.F. 1997. Soils and environmental quality, Second Edition. CRC Press LLC. USA.

Prairie, Y.T. & Kalff, J. 1986. Effect of catchment size on phosphorus export. Wa-ter Resources Bull. 22: 465-470.

Puustinen, M. 1994. Effect of soil tillage on erosion and nutrient transport in plough layer runoff. Publ. Water and Environm. Inst. Res. 17: 71-89 Helsinki, Finland.

Puustinen, M. 2001. Measurement of the runoff water from arable land. Final re-port to the EU/Life project Life97ENV/FIN 335, Finish Environmental Institute, Helsinki.

Rognerud, B., Aspmo, R., Berger, M.S., Johnsen, F.H., Roseth, R. & Oygarden, L. 1989. Handlingsplan mot landbruksforurensninger. Rapport nr 1. Information-

57


t i l l v a t t e n

skampanjer Utprovning av tiltak mot arealavrenning, hovedrapport GEFO, Ås 1989.

Ron Vaz, M.D., Edwards, A.C., Shand, C.A. & Cresser, M.S. 1993. Phosphorus fractions in soil solution, influence of soil acidity and fertiliser additions. Plant and Soil 148: 175-183.

Rydin, E. 1999. Mobile phosphorus in lake sediments, sludge and soil: A catch-ment perspective. Acta Universitatis Uppsaliensis, ISBN 91-554-4389-3 / 9155443893

Sharpley, A.N., Menzel, R.G., Smith, S.J., Rhoades, E.D. & Olness, A.E. 1981. The sorption of soluble phosphorus by soil material during transport in runoff from cropped and grassed watersheds. J. Environ. Qual. 10: 211-215.

Sharpley, A.N., Chapra, S.C., Wedepohl, R., Sims, J.T., Daniel, T.C. & Reddy, K.R. 1994. Managing agricultural phosphorus for prediction of surface water: Is-sues and options. J. Environ. Qual. 23: 437-451.

Sharpley, A.N. & Rekolainen, S. 1996. Phosphorus in agriculture and its environ-mental implications. From Tunney H., Carton, O.T., Brookes, P.C. & Johnson, A.E. (eds.). Phosphorus loss from soil to water CABI International Oxon, UK and NY, USA, pp. 1-54.

Shirmohammadi, A., Ulén, B., Bergstöm, L.F., & Knisel, W.G. 1998. Simulation of nitrogen and phosphorus leaching in a structured soil using GLEAMS and a new submodel, "PARTLE". Trans. ASEAE 41: 353-360

Sibbesen, E., Hansen, A.C., Nielsen, D.J. & Heidman, T. 1993. Effect of soil till-age on surface runoff, soil erosion and loss of phosphorus - plot studies. From NJF seminar 288. Soil tillage and the environment Jokionen, Finland 8-10 June, 1993.

Sibbesen, E. 1996. Utsläpp från olika källor. Tab af fosfor fra landbrugsjord - en dansk synvinkel. K. Skogs- o Lantbr. Akad. Tidskrift 135: 61-74.

Sjöberg, J. 2003. Manuscript. Dep. of Ecology and Crop Production Sciences, SLU (in prep.)

Skaggs, R.W., Brevé, M.A. & Gilliam, J.W. 1994. Hydrologic and water quality impacts of agricultural drainage. Critical Rev. Environ. Sci. and Technol. 24: 11-32.

Sonzogni, W.C., Chapra, S.C., Armstrong, D.E. & Logan, T.J. 1982. Bioavailabil-ity of phosphorus inputs to lakes. J. Environ. Qual. 11: 555-563.

Statistiska centralbyrån, 2002. Handelsgödsel, stallgödsel och kalk i jordbruket. Sveriges officiella statistik.

Steineck, S., Gustafson, A., Richert Stintzing, A., Salomon, E., Myrbeck, Å., Al-bihn, A. & Sundberg, A. 2000. Växtnäring i kretslopp. Sveriges lantbruksuniversi-tet, Uppsala. ISSN 1402-7445. ISBN 91-576-6000-X.

58


t i l l v a t t e n

Stevensson, F.J. 1981. Humus chemistry. Genesis, composition, reactions. John Wiley and sons, New York, NY. 443 pp.

Stuanes, A.O. & Nilsson, P. 1985. Fosforreduktion. I: Avloppsvatteninfiltration. Förutsättningar, funktion, miljökonsekvenser. En nordisk samrapport. SNV och Nordiska ministerrådet, sid. 33-54.

Stinner, B.R., Crossby, D.A., Odum, jr. E.P. & Todd, R.L. 1984. Nutrient budgets and internal cycling of N, P, K, Ca and Mg in conventional tillage, no-tillage and old-field ecosystems on the Georgia piedmont. Ecology 65: 354-369.

9:3 Syversen, N. 2000. Effect of a cold-climate buffer zone on minimising diffuse pollution from agriculture. Proc. from “Diffuse non-point pollution and water man-agement”. Milwaukee. June 10-15, 2001.

Turtola, E. & Jaakola, A. 1995. Loss of phosphorus by surface runoff and leaching from a heavy clay soil under barley in Finland. Acta Agric. Scand. Sect. B, Soil and Plant 45: 159-165.

9:4 Ulén, B. 1988. Fosforerosion vid vallodling och skyddszon med gräs. Ekohy-drologi 26: 23-28, Avdelningen för Vattenvårdslära, SLU.

Ulén, B. 1995. Episodic precipitation and discharge events and their influence on losses of phosphorus and nitrogen from tile drained arable fields. Swedish J. Agric. Res. 25: 25-31.

10:4 Ulén, B. 1997. Nutrient losses by surface runoff from wintergreen and spring-ploughed soil in the south of Sweden. Soil & Tillage Res. 44: 165-177.

Ulén, B., Shirmohammadi, A. & Bergström, L.F. 1998. Phosphorus transport through a clay soil. J. Sci. and Health, A33: 67-82.

Ulén, B. & Snäll, S. 1999. Biogeochemistry and weathering in a forest catchment and an arable field in central Sweden. Acta Agric. Scand. B: Soil and Plant 48: 201-211.

Ulén, B. 1999. Leaching and balances of phosphorus and other nutrients in lysime-ters after application of organic manures or fertilizers. Soil Use Manage. 15: 1-7.

Ulén, B. & Persson, K. 1999. Field-scale phosphorus losses from a drained clay soil in Sweden. Hydrol. Proc. 13: 2801-2812.

Ulén, B. Johansson, G. & Kyllmar, K. 2001. Model prediction and a long-term trend of phosphorus transport from arable land in Sweden. Agric. Water Manage. 4: 197-210.

Ulén, B. 2002a. Växtnäringsläckage vid höst- och vårspridning av fast stallgödsel på mellansvensk lerjord. Slutrapport till Jordbruksverket.

59


t i l l v a t t e n

Ulén, B. 2002b. Experimentella fältstudier av närsaltsreduktion i buffertzoner och effekten för fosforhalten i Vemmenhögsån av strategiskt placerade gräszoner. Tek-nisk rapport nr. 67. Avdelningen för vattenvårdslära, SLU.

Ulén, B. 2003a. Concentrations and transport of different forms of phosphorus during snowmelt runoff from an illite clay soil. Hydrol. Proc.17: 747-758.

Ulén, B. 2003b. Bakgrundsbelastning av fosforförluster från åkermark till vatten. Stencil, avd. Vattenvårdslära, SLU.

Ulén, B. & Mattsson, L. 2003. Losses of different form of phosphorus and of ni-trate from a clay soil under grass and cereal production. Nutrient Cycling Agroeco-sys. 65: 129-140.

Ulén, B.2004a. Size and settling velocities of phosphoruscontaining particles in water from agricultural drains. Water, Air & Soil Poll. 157: 331-343.

Ulén, B., Carlsson, C. & Lidberg, B., 2004b. Recent trends and patterns of diffuse nutrient concentrations in small agricultural streams in Sweden. Environ. Monitor. Assess. 98: 307-322..

Ulén B 2005. A simplified risk assessment for losses of dissolved reactive phos-phorus through drainage pipes from agriculture soils. Submitted to Acta Agricul-turae Scandinavica.

Ulén B. & Kalisky, T. 2005a Water erosion and phosphorus problems in an agri-cultural catchment – Need for natural reasearch for implementation of the EU Wa-ter Framework Directive. Environmental Science and Policy 8 (in press).

Ulén B & Kalisky 2005b Water erosion and phosphorus problems in an agricultural catchment – Lesson from implementation of the EU Water Framework Directive. Environmental Science and Policy (in press)

Uusi-Kämppä, J. and Kilpinen, M. 2000. Souojakaistst ravinnekuormituksen vä-hentäjänä. Maatalouden tutkimuskeskuksen julkaisuja, 3116 Jokionen, Finland.

Uusi-Kämppä, J. 2001. Phosphorus purification in riparian zones. Proc. from ”Effi-ciency of particulate processes in riparian buffer zones, their design and planning in agricultural watersheds.” Kushiro Tourism and International Relative Centre, Kushiro city, Japan, 5-9 November, 2001.

Uusitalo, R. & Tyhkanen, H.-R. 2000. Phosphorus saturation of Finnish soils: evaluating an easy oxalate extraction method. Agric. Food Sci. Finnland 9: 61-70.

Werner, W., Fritsh, F. & Sherer, H.W. 1988. Einfluss langjähriger Gülledüngugn auf der Nährstoff-haushalt des Bodens 2. Mitteilung: Bindung der Bodenphospha-te. Zeitschr. Planz. Boden. 151: 61-68.

Wesström, I. 2002. Controlled drainage, the effect on subsurface runoff and nitro-gen flows. Acta Universitatis Suecia, Agraria 350.

60


t i l l v a t t e n

Wiklander, L. & Lotse, E. 1966. Mineralogical and physico-chemical studies on clay fractions of Sweden cultivated soils. Lantbrukshögskolans annaler 32: 439-475.

Whithead, D.C. 2000. Nutrient elements in grassland: Soil-plant-animal relation-ships. CABI Publishing, Wallingford, Oxon.

Withers, P.J.A., Ulén, B., Stamm, C. & Bechmann, M. 2003. Incidental phopshorus losses – are they significant and can they be predicted? J. Soil Sci. Plant Nutr.166: 459-468.

Wörman, A., Ulén, B. & Johansson, H. 1995. Modelling phosphorus transport in agricultural drainage brooks. Scripta Limnologica Upsaliensis, Report no 139.

Yläranta, T., Uusikämppä, J. & Jaakola, A. 1996. Leaching of phosphorus, cal-cium, magnesuim and potassium in barley grass and fallow lysimeters. Acta Agric. Scand. B; Soil and Plant 46: 9-17.

Zolweg, J.A., Gburek, W.J., Shapley, A.N. & Pionke, H.S. 1996. Hydrologic and chemical controls on phosphorus (P) losses from cathment coordination of field research GIS and modelling efforts. From Tunney, H., Carton, O.T., Brookes, P.C. & Johnson, A.E. (eds.). Phosphorus loss from soil to water. CABI International Oxon, UK and NY, USA, pp.412-415.

61


Hydrologin i marken är drivkraften i fosforförlusterna,

därför är det nödvändigt att lära sig förstå den. Fosforn

omsätts med en rad processer på sin väg från marken

till vattendraget, sjön eller havet. Processerna kan vara

såväl biologiska, fysikaliska och kemiska och fosforn

kan vara både i löst form eller bunden till partiklar i

oorganisk eller organisk form. För att kunna förstå

sambanden mellan markanvändningen och den slutliga

miljöeffekten i vattnet är det nödvändigt att lära sig så

mycket som möjligt om de olika fosforformerna och hur

de omvandlas.

Många delprocesser är otillräckligt kända och borde

undersökas mer. Det gäller speciellt den organiska fos-

forns förekomst och omsättning. Det finns idag åtgärder

med vars hjälp man kan minska förlusterna på såväl

kort som lång sikt, men bristen på effektiva åtgärder är

besvärande.

Naturvårdsverket SE-106 48 Stockholm. Besöksadress: Blekholmsterrassen 36. Tel: +46 8-698 10 00, fax: +46 8-20 29 25, e-post: [email protected] Internet: www.naturvardsverket.se Beställningar Ordertel: +46 8-505 933 40, orderfax: +46 8-505 933 99, e-post: [email protected] Postadress: CM-Gruppen, Box 110 93, 161 11 Bromma. Internet: www.naturvardsverket.se/bokhandeln

RAPPORT 5507

NATURVÅRDSVERKET

ISBN 91-620-5507-0

ISSN 0282-7298

Documents

Fosforförluster från mark till vatten - naturvardsverket.se · tillgänglig fosfor är troligen oorganisk ortofosfat (PO4-P). I situationer där ortofosfat är begränsande kan