1. Markretention under rotzonen
Markretentionen verkar endast på kväveutlakningen från rotzonen, dvs det kväve som transporteras ned förbi markens rotzon på drygt 1 meters djup. När kvävet passerat förbi rotzonen kan det inte längre tas upp av växtligheten. Kvävet transporteras antingen ner till djupare grundvatten eller till ett dränerings- system för vidare transport till diken (och senare till vattendrag). I grundvattnets utströmningsområde samt i öppna diken och små vattendrag sker biologiska och kemiska processer som reducerar mängden kväve som når vattendraget (markretention). Omfattningen av retentionen beror på lokala förhållanden och varierar kraftigt. I TRK-projektet verkar markretentionen endast på det diffusa jordbruksläckaget, utsläppen från enskilda avlopp samt atmosfärsdepositionen på småsjöar som inte ligger i huvudfåran.
För att beräkna jordbrukets kväveläckage vid rotzonen multipliceras det vatten som lämnar rotzonen i det aktuella området enligt HBV-modellen (Lindström et al. 1996) med läckagekoncentrationer från åkermark. Kväveomsättningen i marken och läckagekoncentrationer (typhalter) från åkerns olika grödor har beräknats med SOILNDB. Beräknat jordbruksläckage från rotzonen på 1,5 meters djup har använts. I varje delområde blandas den lokala tillrinningen från rotzonen med utsläpp från enskilda avlopp samt med atmosfärsdeposition på småsjöar som inte ligger i huvudfåran.
I modellen representeras grundvattenmagasinet av två responsboxar, en övre och en nedre box. De två boxarna är förbundna med varandra genom att vatten perkolerar från den övre till den nedre boxen. Markretentionen beräknas separat för respektive responsbox och verkar bara på det oorganiska kvävet. I HBV-N bestäms markretentionen av mängden oorganiskt kväve, lufttemperaturen samt en fri parameter enligt följande uttryck:
Markretention = locret * conc_inorg_basin * wvolume_basin * tmean2
där
markretention = avskiljningen av oorganiskt kväve i övre respektive undre responsboxen (kg/dygn) locret = fri parameter som kalibreras (dimensionslös)
conc_inorg_basin = koncentrationen av oorganiskt kväve i övre respektive undre responsboxen (mg/l) wvolume_basin = vattenvolymen i övre respektive undre responsboxen (m3)
tmean2 = medelvärdet av lufttemperaturen de senaste två dagarna (°C)
Markretention beräknas varje dag som en kvävemängd och dras bort från den kvävepool som fi nns i
områdets grundvattenmagasin. Uttrycket beskriver begreppsmässigt avskiljningen genom denitrifi kation, växtupptag samt mineralisering genom att vara beroende av kvävebelastning och lufttemperatur. I model- len fi nns även en rutin för beräkning av biologisk produktion i grundvatten (Arheimer et al. 1997) men den används inte i detta projekt. I resultatdelen redovisas markretentionen i procent av bruttobelastningen för varje avrinningsområde. Redovisningen görs på fl erårsbasis (medelvärde 1985–1999).
2. Beräkning av kvävemängd i vattendrag
Till vattnet som når vattendraget ansätts läckagekoncentrationer för all annan markanvändning än åkermark (glaciär, kalfjäll, fjällmyr, skog, hygge, myr och övrig öppen mark). De representerar de läckagehalter som återfi nns i vattendragen och inte under rotzonen. Markretentionen och -produktionen
3. Sjöretention
I sjöarna sker dels en retention av oorganiskt kväve och dels en biologisk produktion/ sedimentation av organiskt kväve. I små sjöar (< 1 km2) sker total omblandning, medan de större sjöarna har en passiv
och en aktiv vattenvolym, vilka förändras successivt i samband med stora och små infl öden för att simu- lera kortvariga variationer av kvävekoncentrationen i sjön. I den lilla passiva delen är omsättningstiden mycket kort, kvävet passerar snabbt utan att blandas med den stora vattenmassan och utan att påverkas av några biogeokemiska processer. Detta sker främst vid högfl öden.
I modellen sker sjöretention i alla sjöar belägna i huvudfåran inom ett avrinningsområde. Detta innebär alltså att sjöretentionen i ett avrinningsområde kan avse fl era sjöar. I modellens ekvationer nedan behand- las dock sjöarna som en enda sjö. När HBV-N-modellen startas, beräknas en initial sjövolym utifrån area och medeldjup. Därefter varierar sjövolymen beroende på tillrinning och avrinning.
En största volym som den aktiva delen i sjön kan ha beräknas enligt följande:
Maximal aktiv vattenvolym = deeplake * vlake
där
maximal aktiv vattenvolym = den aktiva delens maximala volym (m3)
deeplake = fri parameter som kalibreras (dimensionslös) vlake = sjöarnas initiala volym (sjöar i huvudfåran) (m3)
Utifrån den aktiva delens maximala volym och aktuell sjövolym bestäms den aktiva delens aktuella volym:
Aktiv vattenvolym = maximal aktiv vattenvolym, om wvolume_lake >= maximal aktiv vattenvolym Aktiv vattenvolym = wvolume_lake, om wvolume_lake < maximal aktiv vattenvolym
där
aktiv vattenvolym = den aktuella aktiva volymen (m3)
wvolume_lake = sjöns aktuella volym (m3)
Den passiva delens volym i förhållande till sjöns aktuella volym beskrivs av qilake:
qilake = (wvolume_lake – aktiv vattenvolym) / wvolume_lake
där
wvolume_lake = sjöns aktuella volym (m3)
Den del av avrinningen som kommer från den passiva volymen av sjön (andel av den totala avrinningen) beskrivs av ilfact:
Ilfact = lakexp * qilake
där
lakexp = fri parameter som kalibreras (dimensionslös)
qilake = kvoten mellan den passiva delens volym och sjöns aktuella volym (dimensionslös)
I den aktiva delen av sjön förekommer retention av oorganiskt kväve på grund av denitrifi kation, växt- upptag, algproduktion och mineralisering. Retentionen beskrivs med hjälp av koncentrationen i sjön, lufttemperatur, sjöarea samt en fri parameter enligt följande:
Sjöretention = lakeret * cilake * lakearea * tmean5
där
sjöretention = avskiljningen av oorganiskt kväve pga. retention i sjön (kg/dygn) lakeret = fri parameter som kalibreras (dimensionslös)
cilake = koncentrationen av oorganiskt kväve i den aktiva delen av sjön (mg/l) lakearea = totala arean av sjöar i huvudfåran (km2)
Uttrycket för sjöretention påminner om det för markretention och är baserat på samma antaganden om beroenden för de inblandade biokemiska processerna (Arheimer och Brandt 1998). Däremot är uttrycket kopplat till sjöarea istället för volym. Detta beror på att större delen av kväveavskiljningen antas ske genom denitrifi kation, som främst sker i sjöarnas bottensediment (Seitzinger 1988, Leonardson 1993). I resultatdelen redovisas sjöretentionen i procent av bruttobelastningen för respektive avrinningsområde på fl erårsbasis (medelvärde 1985–1999).
Modelleringen innebär att sjöar med lång uppehållstid kommer att vara effektiva kvävefällor eftersom retention sker under en lång tidsrymd på tillförd kvävemängd. I sjöar med kortare uppehållstid påverkas kvävetransporten mindre, något som även stöds av resultaten från empiriska studier (Wennberg 1991, Jenssen et al. 1992, Ahlgren et al. 1994, Fleischer et al. 1994, Windolf et al. 1996).
Temperaturen och näringsstatus i sjön styr produktionen av organiskt kväve. Produktionen beskrivs med hjälp av koncentrationen i sjön, sjövolym (ett indirekt mått på uppehållstiden), lufttemperatur samt en fri parameter enligt följande:
Sjöproduktion = lakeorg * cilake2 * vlake * tmean10
där
sjöproduktion = produktionen av organiskt kväve i sjön (kg/dygn) lakeorg = fri parameter som kalibreras (dimensionslös)
cilake2 = beräknad medelkoncentration av oorganiskt kväve i sjön (baserat på markanvändning uppströms samt uppehållstid i sjön) (mg/l)
vlake = sjöarnas initiala volym (sjöar i huvudfåran) (m3)
tmean10 = medel av lufttemperaturen under de senaste tio dagarna, kan som lägst vara 0 (°C)
Om luftens medeltemperatur de senaste tio dagarna (tmean10) är högre än medeltemperaturen de senas- te tjugo dagarna (tmean20) är uttrycket för produktion av organiskt kväve positivt. Om däremot tmean10 är mindre än tmean20 reduceras det organiska kvävet i sjön med mängden sjöproduktion. Då antas sedi- mentation och mineralisering överskrida den biologiska produktionen.
I modellen fi nns en funktion som beskriver sedimentation av organiskt kväve i stora sjöar med en fram- kalibrerad mängd (i kg/dygn). Denna funktion har endast använts i områden med större näringsfattiga sjöar och där kvävetillförseln till sjön har visat god överensstämmelse mellan mätdata och simulering. Risken är annars att funktionen endast används för att korrigera en för hög nivå av kväve i indatafi lerna.
4. Tillvägagångssätt vid beräkning av retention
Kalibrering av kväveparametrarna i HBV-N kan ske i områden med mätdata. Det organiska respektive oorganiska kvävet kalibreras mot mätningar av respektive kvävefraktion. I modellen utgörs det oorga- niska kvävet av summan av nitrat, nitrit och ammonium. I de fall då mätningar av nitrit och ammonium saknas, antas nitrathalten utgöra den oorganiska delen av kvävet. Detta kan leda till underskattning av oorganiskt kväve i modellberäkningarna. Dock är nitrat oftast den dominerande fraktionen. Antingen kalibreras vattnet först eller samkalibreras vatten och kväve (Pettersson et al. 2001). I TRK-projektet op- timerades vatten och kväve var för sig. Kvävet kalibrerades manuellt. Kalibreringen gjordes stegvis med markretention först och sedan sjökalibrering för enskilda huvudavrinningsområden.
Kalibreringen av markretentionen (en parameter) påverkar bara det oorganiska kvävet som kommer från jordbruksmark, utsläpp från enskilda avlopp samt atmosfäriskt nedfall på små sjöar som inte ligger i huvudfåran. Optimeringen gjordes i små, i stort sett sjölösa, områden med recipientdata från de olika
aktiva respektive passiva delen samt koncentrationen av organiskt kväve i den aktiva delen) justeras manuellt mot mätdata i starttillståndet i vissa områden med mycket stora sjöar.
Kalibreringen av de fria kväveparametrarna skedde genom att anpassa samtidiga modellresultat med uppmätta mätdata (recipientdata) för samma område. I TRK-projektet har kvävedata från ca 40 mätsta- tioner använts vid kalibreringen av markretentionen och ytterligare ca 200 stationer för kalibreringen av sjöretentionen. Parametrarna optimerades för att ge bästa överensstämmelse mellan simulering och mät- ning. Detta gjordes genom att modellen kördes ett antal gånger och överensstämmelsen mellan uppmätta och simulerade halter studerades grafi skt. Efter varje körning gjordes en bedömning vilken eller vilka parametrar som borde ändras för att resultatet skulle bli bättre. I huvudsak gjordes kalibrering perioden 1985–1993 och validering 1994–1999. För vissa områden fi ck kalibrering göras även under åren 1994– 1999, eftersom mätdata saknades för tidigare år.
Referenser
Ahlgren, I., Sörensson, F., Waara, T. and Vrede, K. 1994. Nitrogen budgets in relation to microbial trans-
formations in lakes. Ambio, Vol 23, No 6: 367-377.
Arheimer, B. and Brandt, M. 1998. Modelling Nitrogen Transport and Retention in the Catchments of
Southern Sweden. Ambio Vol. 27, No.6: 471-480.
Arheimer, B., Brandt, M., Grahn, G., Roos E. och Sjöö, A. Modellerad kvävetransport, retention och käll-
fördelning för södra Sverige. SMHI Rapport Hydrologi nr 13.
Fleischer, S., Gustafsson, A., Joelsson, A., Pansar, J. and Stibe, L. 1994. Nitrogen removal in created
ponds. Ambio, Vol 23, No 6: 349-357.
Jenssen, J.P., Jeppesen, E., Kristensen, P., Christensen, P.B. and Søndergaard, M. 1992. Nitrogen loss
and denitrifi cation as studied in relation to reductions in nitrogen loading in a shallow hypertrophic lake (Lake Søbygård, Denmark). Int. Revue ges. Hydrobiol. 77, 1: 29-42.
Leonardson, L. 1993. Våtmarker som kvävefällor. Svenska och internationella erfarenheter.
Naturvårdsverket Rapport 4176.
Lindström, G., Gardelin, M., Johansson, B., Persson, M. och Bergström, S. 1996. HBV-96–En areellt
fördelad modell för vattenkrafthydrologin. SMHI Hydrologi nr 12.
Pettersson, A., Arheimer, B. and Johansson, B. 2001. Nitrogen Concentrations Simulated with HBV-N:
New Response Function and Calibration Strategy. Nordic Hydrology 32, 227–248.
Seitzinger, S. 1988. Denitrifi cation in freshwater and coastal marine ecosystem: Ecological and geochemi-
cal signifi cance. Limnol. Oceanogr. 33: 702-724.
Wennberg, K. 1991. Våtmark som kvävefälla: en studie av en nyanlagd våtmark i Halland. Sem och exa-
mensarbete nr 14, Avd för Vattenvårdslära, Sveriges Lantbruksuniversitet.
Windolf, J., Jeppesen, E., Jensen, J.P. and Kristensen, P. 1996. Modelling of seasonal variation in ni-
trogen retention and in-lake concentration: A four-year mass balance study in16 shallow Danish lakes. Biogeochemistry 33: 25-44.