Tabell 8. Brutto- och nettobelastning (efter retention) samt direkta utsläpp till havet av kväve (ton/år).
Avrundat till närmaste hundratal ton. Period 1985–1999.
Havsbassäng Bruttobelastning Nettobelastning Belastning av reningsverk och industrier direkt till havet
Bottenviken 21 200 19 200 1 100 Bottenhavet 40 800 33 200 3 000 Östersjön 44 900 25 500 4 200 Öresund 7 900 5 600 900 Kattegatt 52 400 36 200 1 900 Skagerrak 4 700 3 700 500 Totalt Sverige 172 000 123 400 11 600 5.3.2.1 Diffus belastning
I tabell 9 redovisas bruttobidraget från de diffusa källorna till olika havsbassänger och i tabell 10 netto-bidraget. I belastningarna har även diffusa bidrag från tillrinningsområden belägna i Finland och Norge inkluderats.
Tabell 9. Bruttobelastning av kväve från diffusa källor av kväve (ton/år). Avrundat till närmaste hundratal
ton. Period 1985–1999. Havsbassäng Åkermark inkl bete 1) Skogsmark inkl hyggen 2) Sankmark 2) Övr. öppen mark 2) Deposition på sjöar Dagvatten från tätorter Totala diffusa källor Bottenviken 1 200 10 500 3 300 3 900 1 500 < 50 20 400 Bottenhavet 4 800 22 200 3 600 3 400 3 200 100 37 300 Östersjön 25 200 5 900 400 800 4 900 400 37 600 Öresund 7 300 < 50 0 100 < 50 < 50 7 500 Kattegatt 27 400 9 000 1 200 1 100 7 600 300 46 600 Skagerrak 3 000 800 < 50 300 200 < 50 4 400 Totalt Sverige 68 900 48 400 8 600 9 600 17 400 900 153 800
1) Beräknat som läckage till rotzonen 2) Beräknat som läckage till vattendraget
Tabell 10. Nettobelastning (efter retention) av diffusa källor av kväve (ton/år). Avrundat till närmaste
hundratal ton. Period 1985–1999.
Havsbassäng Åkermark inkl bete Skogsmark inkl hyggen Sankmark Övr. öppen mark Deposition på sjöar Dagvatten från tätorter Totala diffusa källor Bottenviken 800 10 000 3 200 3 500 900 < 50 18 400 Bottenhavet 3 300 19 000 3 100 2 700 2 200 100 30 400 Östersjön 14 900 3 600 200 600 2 000 300 21 600 Öresund 5 100 < 50 0 100 0 < 50 5 300 Kattegatt 18 100 6 500 900 900 5 300 300 32 000 Skagerrak 2 100 700 < 50 200 100 < 50 3 200 Totalt Sverige 44 300 39 900 7 500 8 000 10 500 700 110 900
I tabell 11 redovisas beräknad genomsnittlig arealförlust uppdelad på åker och skog inklusive hygge base-rat på nettobelastningen.
Tabell 11. Genomsnittlig arealförlust (netto) för jordbruksmark och skogsmark av kväve (kg/km2 år). Period 1985–1999.
Havsbassänger Arealförlust för åker-mark och bete
Arealförlust för skogsmark inkl hyggen Bottenviken 1 340 130 Bottenhavet 1 190 140 Östersjön 1 500 120 Öresund 3 710 160
Kattegatt exkl Göta älv 2 860 200
Göta älv 2 850 200
Skagerrak 3 170 280
Jordbruksläckaget beräknades till 68 900 ton/år för hela Sverige före markretention (bruttobelastning). Av dessa nådde 44 300 ton/år havet efter retention i marken, i sjöar samt vattendrag (nettobelastning). I fi gur 20 redovisas jordbruksläckaget i kg/ha jordbruksmark och år utan och med retention. Områden med in-tensivt jordbruk, lätta jordar, mycket stallgödsling och hög nederbörd är de mest läckagebenägna. I dessa områden är dessutom andelen sjöar liten vilket medför att sjöretentionen blir låg och att en stor del av markläckaget når havet.
I fi gur 21 redovisas jordbruksläckaget i kg/km2 totalyta och år per TRK-område utan retention (brutto)
och med retention (netto). Figuren speglar till stor del placeringen av jordbruksmarken och avrinningens storlek.
Figur 21. Jordbruksläckaget i kg totalkväve/ km2 totalyta och år per TRK-område utan (brutto) och med retention (netto). Observera att skalan är logaritmisk och att läckaget presenteras mot arean av hela TRK-området. Period 1985–1999.
Skogens inklusive hyggenas bruttoläckage uppgick till 48 400 ton/år. Av detta nådde 39 900 ton havet efter retention i sjöar. Bidraget från sydvästra Sverige är högre än för sydöstra Sverige främst på grund av högre avrinning (fi gur 22). Bidraget från hyggena, 7 700 ton/år som nettobelastning, beräknades till 20 % av det totala skogsläckaget, men troligen har hyggesarealen överskattats i norra Sverige och därmed även läckaget (se nedan under kvalitetsbedömning, avsnitt 6.3.2). I fi gur 23 redovisas skogsmarkens läckage inklusive bidrag från hygge per totalyta utan retention (brutto) och med retention (netto), samt i fi gur 24 enbart bidraget från hyggena.
Figur 22. Skogsmarkens (inklusive hyggenas) läckage i kg totalkväve/ ha area skogsmark och år utan
Figur 23. Skogsmarkens (inklusive hyggenas) läckage i kg totalkväve/ km2 totalyta och år utan (brutto) och med retention (netto). Observera att skalan är logaritmisk och att läckaget presenteras mot arean av hela TRK-området. Period 1985–1999.
Figur 24. Kväveläckaget från hyggen i kg/ km2 totalyta och år utan (brutto) och med retention (netto). Observera att skalan är logaritmisk. Period 1985–1999.
Bidraget från atmosfärsnedfallet på sjöar beräknades till 17 400 ton/år för hela Sverige varav 10 500 ton/år nådde havet efter retention.
I fi gur 25 redovisas slutligen bidraget till havet för den totala diffusa belastningen i kg/ km2 och år före
och efter retention. Den diffusa belastningen är högre i sydvästra Sverige än i sydöstra Sverige främst på grund av större avrinning i sydvästra Sverige.
Figur 25. Totala diffusa kvävebelastningen i kg/ km2 totalyta och år till havet före (brutto) och efter reten-tion (netto). Observera att bruttobelastning från jordbruksmark beräknas till rotzonen utan markretenreten-tion medan övriga markläckage är beräknade till vattendraget och har markretention inräknad.
5.3.2.2 Punktutsläpp
Bidraget från punktkällorna till havet beräknades till 7 700 ton/år för reningsverk belägna i inlandet och ytterligare 9 100 ton/år med utsläpp direkt till havet. För industrier belägna i inlandet beräknades utsläp-pen till 2 000 ton/år samt 2 500 ton/år direkt till havet. Utsläpp från enskilda avlopp bidrog med 2 700 ton/år till havet (tabell 12). I fi gur 26 redovisas totala punktutsläppen reningsverk och industrier med retention (netto).
Tabell 12. Belastning av kväve från reningsverk (A, B och C-verk), industrier, enskilda avlopp samt
sum-ma total kvävebelastning på havet från punktutsläpp (ton/år). Avrundat till närsum-maste hundratal ton.
Havsbassäng Reningsverk inland brutto Reningsverk inland netto Reningsverk direkt havet Industrier inland brutto Industrier inland netto Industrier direkt havet Enskilda avlopp brutto Enskilda avlopp netto Totala punkt-utsläpp på havet Bottenviken 400 400 800 200 200 300 200 100 1 800 Bottenhavet 1 800 1 500 1 700 800 700 1 300 900 600 5 800 Östersjön 4 900 2 600 3 600 600 300 600 1 900 1 000 8 100 Öresund 300 300 800 < 50 < 50 100 100 100 1 300 Kattegatt 3 500 2 800 1 800 900 700 100 1 300 800 6 200 Skagerrak 100 100 300 < 50 < 50 100 200 200 700 Totalt Sverige 11 000 7 700 9 100 2 600 2 000 2 500 4 600 2 700 24 000
5.3.3 Källfördelning
I tabell 13 redovisas källfördelningen i procent av total nettobelastning till havsbassängerna.
Tabell 13. Källfördelning i % av total kvävebelastning till havsbassänger inklusive direkta utsläpp till
havet. Procenttalen är avrundade till hela procent.
Havsbassäng Åkermark inkl bete Skogsmark inkl hyggen Övrig mark Deposition på sjöar Enskilda avlopp Reningsverk Industrier Bottenviken 4 49 33 5 1 6 2 Bottenhavet 9 52 16 6 2 9 6 Östersjön 50 12 4 7 3 21 3 Öresund 77 1 2 1 1 16 2 Kattegatt 47 17 5 14 2 12 2 Skagerrak 53 19 8 3 4 10 3 Totalt Sverige 33 30 12 8 2 12 3
Källfördelningen av kvävetransporten för södra Sverige till havet visar att det absolut största bidraget kom från åkermark, medan skogen och hyggena samt övrig öppen mark stod för det dominerande bidraget för norra Sverige (från Dalälven och norrut). Figur 27 visar källfördelningen för nettobelastningen till havet från tillrinningsområdena till de olika havsbassängerna.
Figur 27. Källfördelning av
netto-belastningen av kväve (ton/år) till de olika havsbassängerna. Jordbruksmark presenteras ihop med betesmark, sankmark innehåller både sankmark och fjällmyr, öppen mark representerar övrig öppen mark samt dagvatten från tätorter. Direktutsläpp till havet från industrier och renings-verk är inkluderade.
5.3.4 Antropogent bidrag till kvävebelastningen
I tabell 14 redovisas den beräknade antropogena och den naturliga nettobelastningen samt belastningen från direkta utsläpp av kväve. I tabeller 15 och 16 har det antropogena bidraget från respektive källa be-räknats dels som brutto- och dels som nettobelastning.
Tabell 14. Antropogen kvävenettobelastning, bakgrundsbelastning netto (efter retention) och direkta
ut-släpp till havet (ton/år). Avrundat till närmaste hundratal ton. Period 1985–1999.
Havsbassäng Antropogen nettobelastning Bakgrund nettobelastning Belastning av reningsverk och industrier direkt till havet
Total nettobelastning Bottenviken 3 300 15 800 1 100 20 200 Bottenhavet 11 100 22 000 3 000 36 200 Östersjön 19 300 6 200 4 200 29 700 Öresund 5 000 700 900 6 600 Kattegatt 26 100 10 100 1 900 38 100 Skagerrak 2 200 1 400 500 4 100 Totalt Sverige 67 100 56 300 11 600 134 900
Tabell 15. Antropogen bruttobelastning per diffus källa och punktkälla (ton/år). Värden är avrundade till
närmaste hundratal ton. Period 1985–1999.
Havs-bassäng Hygge2) Jord- bruks-mark1) Depo-sition på sjöar Dag-vatten Σ diffusa källor Ensk. avlopp Ren- ings-verk Indu-stri Σ Punkt-utsläpp Antro-pogent Punkt-utsläpp + diffus Ren- ings-verk direkt till hav Indu-stri direkt till hav Σ antro-pogen Bottenviken 1 000 1 100 1 500 < 50 3 500 200 400 200 800 4 400 800 300 5 500 Bottenhavet 3 700 4 300 3 200 < 50 11 300 900 1 800 800 3 500 14 800 1 700 1 300 17 800 Östersjön 500 22 100 4 900 100 27 700 1 900 4 900 600 7 300 35 000 3 600 600 39 200 Öresund <50 6 500 100 < 50 6 600 100 300 < 50 400 7 000 800 100 7 900 Kattegatt 1 100 24 000 7 600 < 50 32 800 1 300 3 500 900 5 800 38 500 1 800 100 40 400 Skagerrak 100 2 500 200 < 50 2 700 200 100 < 50 300 3 100 300 100 3 500 Sverige 6 400 60 600 17 400 200 84 600 4 600 11 000 2 600 18 200 102 800 9 100 2 500 114 300
1) Beräknat som läckage till rotzonen 2) Beräknat som läckage till vattendraget
Tabell 16. Antropogen nettobelastning per diffus källa och punktkälla (ton/år). Värden är avrundade till
närmaste hundratal ton. Period 1985–1999.
Havs-bassäng Hygge Jord- bruks-mark Depo-sition på sjöar Dag-vatten Σ diffusa källor Ensk. avlopp Ren- ings-verk Indu-stri Σ Punkt-utsläpp Antro-pogent Punkt-utsläpp + diffus Ren- ings-verk direkt till hav Indu-stri direkt till hav Σ antro-pogen Bottenviken 900 700 900 < 50 2 600 100 400 200 800 3 300 800 300 4 400 Bottenhavet 3 200 2 900 2 200 < 50 8 300 600 1 500 700 2 800 11 100 1 700 1 300 14 100 Östersjön 300 13 000 2 000 100 15 400 1 000 2 600 300 3 900 19 300 3 600 600 23 500 Öresund < 50 4 500 < 50 < 50 4 600 100 300 < 50 400 5 000 800 100 5 900 Kattegatt 800 15 700 5 300 < 50 21 800 800 2 800 700 4 300 26 100 1800 100 28 000 Skagerrak < 50 1 800 100 < 50 2 000 200 100 < 50 300 2 200 300 100 2 700 Sverige 5 200 38 700 10 500 200 54 700 2 700 7 700 2 000 12 500 67 100 9 100 2 500 78 700
Figur 28. Källfördelning av antropogen nettobelastning av kväve (%) till de olika havsbassängerna.
Bakgrundbelastning till jordbruksmark beräknas från betesmarkens läckagehalter och för hygge beräknas bakgrunden från skogsmarkens läckagehalter. All deposition antas vara antropogen. Dagvatten bidrar med <1 % och syns ej på bilden. Direktutsläpp till havet från industrier och reningsverk är inkluderade.
I förhållande till miljömålet ”Ingen övergödning”, och dess delmål att ”Senast år 2010 ska de svenska vattenburna utsläppen av kväve från mänsklig verksamhet till haven söder om Ålands hav ha minskat med minst 30 procent från 1995 års nivå till 38 500 ton”, är den antropogena nettobelastningen fortfarande långt från målet. Summering av det antropogena bidraget av kväve inklusive direkta utsläpp till Egentliga Östersjön, Öresund, Kattegatt och Skagerrak ger en total mängd av 60 100 ton/år.
I fi gur 29 redovisas den totala antropogena kvävebelastningen från diffusa utsläpp utan och med retention.
Figur 29. Den antropogena diffusa kvävebelastningen, kg/ km2 totalyta och år till havet utan (brutto) och med retention (netto). Period 1985–1999.
5.4 Bruttobelastning samt källfördelning för fosfor
5.4.1 Bruttobelastning
Bruttobelastningen av fosfor summerades till 6 200 ton/år från hela Sverige exklusive avloppsrenings-verk och industrier som ligger i kusten med utsläpp direkt till havet för perioden 1985–1999 (tabell 17). Utsläpp direkt till havet uppgick till 510 ton fosfor/år från reningsverk och industrier.
Tabell 17. Bruttobelastning av fosfor per havsbassäng exklusive direkta utsläpp till havet (ton/år), direkta
utsläpp till havet från kommunala avloppsreningsverk och industrier samt total belastning. Avrundade till närmaste tiotal ton. Period 1985–1999.
Havsbassäng Bruttobelastning (ton P/år)
Direkta utsläpp av reningsverk och industrier (ton P/år)
Summa total belastning (ton P/år) Bottenviken 1 210 40 1 240 Bottenhavet 2 220 210 2 430 Östersjön 1 190 120 1 310 Öresund 120 30 150 Kattegatt 1 310 100 1 410 Skagerrak 160 20 180 Totalt Sverige 6 200 510 6 710 5.4.1.1 Diffus belastning
Den diffusa bruttobelastning uppgick till 5 200 ton/år (tabell 18) varav skogsmarkens bidrag gav det största markläckaget totalt med mer än 45 % av diffusa källornas totala belastning. I belastningarna har även diffusa bidrag från tillrinningsområden i Finland och Norge inkluderats. Läckaget från jordbruks-mark dominerade dock de diffusa källorna i södra Sverige. I Öresund uppgick jordbruksjordbruks-markens läckage till cirka 80 % av de diffusa källornas bruttobelastning.
Tabell 18. Bruttobelastning från diffusa utsläpp av fosfor (ton/år). Avrundade till närmaste tiotal ton.
Period 1985–1999.
Havsbassäng Åkermark + bete
Skogsmark Hygge Övrig öppen mark Sankmark Dagvatten från tätorter Summa Bottenviken 60 680 10 150 250 10 1 160 Bottenhavet 200 1 340 40 130 280 20 2 020 Östersjön 560 140 10 20 10 80 820 Öresund 90 <5 <5 <5 <5 10 100 Kattegatt 620 240 10 30 40 50 990 Skagerrak 80 30 <5 10 <5 10 120 Totalt Sverige 1 600 2 430 70 340 590 170 5 200
Arealförlusten för jordbruksmark inklusive betesmark och skogsmark inklusive hyggen baserat på brutto-belastningen redovisas i tabell 19 samt i fi gur 31 och 33.
Tabell 19. Genomsnittlig arealförlust av fosfor för jordbruksmark och skogsmark (kg/km2 år) baserat på bruttobelastningen. Period 1985–1999. Havsbassänger Åkermark +bete Skogsmark inkl hyggen Bottenviken 58 9 Bottenhavet 58 10 Östersjön 36 3 Öresund 51 3 Kattegatt 56 6 Skagerrak 58 8 Totalt Sverige 47 8
Fördelningen av det totala diffusa läckaget per total area speglar framför allt fördelningen av områden med hög avrinning (fi gur 30). Den högsta avrinningen beräknades i inre norra Sverige, speciellt i fjällked-jan, och i sydvästra Sverige. Fjäll och glaciär har ansatts typhalter som är låga, men bruttobelastningen från inre Norrland blev ca 10 kg/km2 år (0,1 kg/ha år) på grund av den höga avrinningen. I sydvästra
Sverige fi nns jordbruksmark med höga typhalter och med hög avrinning, vilket resulterar i den högsta bruttobelastningen från de områdena med över 0,5 kg fosfor/ha (50 kg/km2 år) (fi gur 30 och 31).
Figur 31. Jordbruksmarkens läckage av fosfor per areal jordbruksmark och betesmark (kg/ha år). Period
Fördelningen av bruttobelastning av fosfor från skogsmark, hyggen, jordbruksmark per total area följer samma mönster som det totala markläckaget per area av respektive markanvändning och beror till största del på avrinningen (fi gur 32, 34, och 35).
Figur 33. Skogsmarkens (inklusive hygge) läckage av fosfor per area av skog (kg/ha år).
5.4.1.2 Punktutsläpp
Belastningen av punktutsläpp av fosfor uppgick till 1 520 ton /år (tabell 20) varav belastningen från enskilda avlopp och mjölkrum tillsammans uppgick till mer än 40 % av dessa utsläpp. Till Egentliga Östersjön och Skagerrak uppgick belastningen från enskilda avlopp till mer än 50 % av punktutsläppens totala belastning (fi gur 36).
Tabell 20. Totala belastningen av punktutsläpp av fosfor inklusive direkta utsläpp till havet (ton/år).
Värden avrundade till närmaste tiotal ton. Period 1985–1999.
Havsbassäng Mjölkrum Enskilda
avlopp
Reningsverk Industri Summa
Bottenviken <5 30 30 20 90 Bottenhavet <5 130 80 190 400 Östersjön <5 260 170 70 500 Öresund <5 20 30 0 50 Kattegatt <5 180 160 80 420 Skagerrak <5 30 20 10 60 Totalt Sverige 10 640 490 370 1 520
Figur 36. Stapeldiagram över punktutsläpp (inklusive direktutsläpp till havet) fördelat på havsbassänger,
Reningsverkens och industriernas utsläpp och fördelning redovisas i fi gur 37.
Figur 37. Position och mängd utsläpp av fosfor (brutto) från reningsverk och industrier, ton/år. 5.4.2 Källfördelning för fosfor utgående från bruttobelastning
De olika källornas bidrag till bruttobelastningen av fosfor redovisas i tabell 21 och fördelningen mellan de olika källornas bidrag illustreras i fi gur 38. Den procentuella fördelningen visar att skogsmarken stod för huvuddelen av belastningen från Sverige med 37 % av totala bruttobelastningen. I södra Sverige domine-rade läckage från jordbruksmark med upp till 59 % av totala fosforbelastningen. Punktutsläppens totala andel av bruttobelastningen av fosfor uppgick till totalt cirka 23 % för Sverige.
Tabell 21. Källfördelning av bruttobelastning av fosfor (%). Havsbassäng Åkermark
och bete
Skogsmark Hygge Sankmark Öppen mark
Dag-vatten
Enskilda avlopp
Mjölkrum Reningsverk Industrier
Bottenviken 4 55 1 21 12 0 2 0 3 2 Bottenhavet 8 55 2 12 5 1 5 0 3 8 Östersjön 43 11 1 1 1 6 20 0 13 5 Öresund 59 1 0 0 1 5 12 0 22 0 Kattegatt 44 17 1 3 2 4 13 0 11 6 Skagerrak 43 15 1 1 5 4 19 0 9 4 Totalt Sverige 24 36 1 9 5 2 10 0 7 6
Figur 38. Källfördelning av bruttobelastning av fosfor (ton/år) för de olika havsbassängerna.
Jordbruksmark presenteras ihop med betesmark, sankmark innehåller både sankmark och fjällmyr, öppen mark representerar övrig öppen mark samt dagvatten från tätorter, glesbygd innehåller både mjölkrum och glesbygdsboende med enskilt avlopp, reningsverk innehåller A, B och C-verk. Direktutsläpp till havet från reningsverk och industrier har inkluderats.
5.4.3 Antropogent bidrag till fosforbelastningen
Den antropogena bruttobelastningen inklusive direkta utsläpp av reningsverk och industri till havet uppgick till 3 130 ton/år (tabell 22). De antropogena bidragen består av punktutsläpp och av diffusa läckage från jordbruks- och betesmark, från avverkning av skogsmark samt från hårdgjorda ytor.
Bakgrundsbelastningen består av markens naturliga läckage av fosfor och har antagits vara lika stort som skogsmarkens läckage. Den totala bruttobelastningen utgjordes av den naturliga bakgrundsbelastningen på 3 580 ton/år och av den antropogena belastningen orsakad av mänskliga aktiviteter på 3 130 ton/år (tabell 22). I södra Sverige uppgick dock den antropogena bruttobelastningen till närmare 80 % av den totala bruttobelastningen. Den antropogena diffusa belastningen var låg i norra Sverige och hög i södra Sverige på grund av det stora läckaget från åkermark i södra Sverige (fi gur 39). Punktutsläppen utgjorde cirka 50 % av den totala antropogena bruttobelastningen av fosfor.
Tabell 22. Antropogen- respektive bakgrundsbelastning samt summa belastning av fosfor (ton/år)
inklu-sive punktkällors belastning direkt på havet. Avrundat till närmaste tiotal ton. Period 1985–1999.
Havsbassäng Åkermark + bete Hygge Dagvatten från tätorter Σ Antropogen diffus Punktutsläpp Σ Antropogen belastning Σ Bakgrund Σ Belastning Bottenviken 50 10 <5 60 90 140 1 100 1 240 Bottenhavet 170 20 10 200 400 610 1 820 2 430 Östersjön 510 <5 70 580 500 1 080 230 1 310 Öresund 80 <5 10 80 50 140 10 150 Kattegatt 570 <5 40 610 420 1 030 370 1 410 Skagerrak 70 <5 10 70 60 130 40 170 Totalt Sverige 1 440 30 140 1 610 1 520 3 130 3 580 6 710
Figur 39. Antropogen bruttobelastning av diffusa fosforkällor (kg/km2 år). Antropogena diffusa källor är läckage från avverkad skogsmark, jordbruksmark och dagvatten från hårdgjorda ytor. Period 1985–1999.
Fördelningen mellan de olika källornas antropogena bidrag av fosfor för de olika havsbassängerna illus-treras i fi gur 40. I norra Sverige fördelas den antropogena bruttobelastningen mellan jordbrukets bidrag, enskilda avlopp, reningsverk och industrier relativt lika. I södra Sverige står jordbruket för runt 50 % av de antropogena bidragen. Enskilda avlopp står för en betydande del av den antropogena bruttobelastning-en i hela landet.
Figur 40. Källfördelning av antropogen bruttobelastning av fosfor (%) för de olika havsbassängerna.
Bakgrundbelastning till jordbruksmark, hygge och dagvatten från hårdgjorda ytor beräknas från skogs-markens läckagehalter. Direktutsläpp till havet från industrier och reningsverk är inkluderade.
6. Kvalitetsbedömning
6.1 Kvalitetsbedömning av avrinningsberäkningen
För att bedöma kvaliteten av modellkörningarna i HBV har en jämförelse gjorts mellan simulerade och uppmätta vattenföringar. Långtidsmedelvärden för 15 år har jämförts (1985–1999). Vattensimuleringarna var både över- och underskattade, men avvikelserna mellan uppmätt och simulerad vattenföring, uttryckt i relation till uppmätt vattenföring, var i regel <± 10 %. Avvikelserna för de beräknade vattendragen har arealviktats för att få fram den totala avvikelsen per havsbassäng (tabell 23).
Tabell 23. Avvikelse i procent mellan simulerade och uppmätta vattenföringar vid
vattendragsmynning-arna till respektive havsbassäng. Den summerade avvikelsen har arealviktats utifrån vattendragens areor. Avvikelserna har uttryckts i förhållande till de uppmätta vattenföringarna.
Havsbassäng Avvikelse i %
Bottenviken - 3
Bottenhavet + 2
Östersjön + 10
Öresund ± 0
Kattegatt inkl Göta älv + 21
Skagerrak + 11
Den främsta orsaken till att vattenföringen till Egentliga Östersjön överskattades är att vattenföringen från Norrström har överskattats med hela 24 %. Kalibrering har ej gjorts på vattenföringsstationen Övre Stockholm (vid Mälarens mynning i havet) utan regional parameteruppsättning har använts. Vattenföringen för de olika tillfl ödena till Mälaren har både över- och underskattats. I genomsnitt har vattenföringen från tillfl ödena överskattats med ca 4 %. Vattenföringen överskattades dels på grund av Mälarens storlek och underskattning av avdunstningen från sjön, och dels på grund av en bugg i modell-programmet, som endast berört Vänern och Mälaren.
Även vattenföringen till Kattegatt överskattades, vilket beror på att vattenföringen från Göta älv blev för hög vid simuleringen. Vid Vargöns kraftverk (utloppet av Vänern) var den simulerade avrinningen 28 % högre än den uppmätta. Kalibrering har ej kunnat göras på stationen vid Vargöns kraftverk utan regional parameteruppsättning har använts för Vänern-området, vilken erhållits från kalibrering av Tidan, Lidan och Nossan. De fl esta av tillfl ödena till Vänern är något överskattade (i genomsnitt ca 4 %) och avdunstningen från Vänern har underskattats, vilket bidrar till att avrinningen från Vänern blivit för hög.
6.2 Kvalitetsbedömning av beräknad markanvändningsareal
Den totala land- och sjöytan som används inom projektet motsvarar den offi ciella statistiken enligt SCB (1995) efter att landareal som fi nns i Norge och Finland exkluderats. TRK-ytan summerades till 451 577 km2 inom Sverige jämfört mot SCBs beräknade areal (1995) på 449 964 km2. Avvikelsen var
endast 0,4 %. Orsaken till skillnaden står att fi nna i hur underlaget sammanställts. SCB baserar den offi -ciella statistiken på lantbruksräkningarna, riksskogstaxeringen, fastighetstaxeringen och på uppgifter från andra myndigheter angående kustnära områden. Översiktskartans uppgifter har producerats från fl ygbilds-tolkning.
Tabell 24. Area av markanvändning enligt TRK- projektet och SCB (1995) (km2) för Sverige. Klasserna för TRK-arealerna har summerats för att motsvara klasser enligt SCB. Avvikelserna har uttryckts i relation till SCBs värden.
Markklass TRK yta inom Sverige
(km2) SCB (1995) markanvändning (km2) % avvikelse mellan TRK och SCB Bebyggd mark 5 706 11 380 - 50
Skogsmark inkl hygge 290 184 234 030 24
Jordbruksmark (def., bete och odef.)
34 446 35 633 - 3
Öppen mark 58 723 80 607 - 40
Vatten 38 991 39 029 - 6
Sankmark /myr 35 325 49 450 - 28
Total yta 451 577 449 964 0,4
6.3 Kvalitetsbedömning av belastningsberäkningen för kväve
Beräkningarna av kvävebelastning är de mest detaljerade som gjorts för hela Sverige. Upplösningen i underlagsmaterialet är mycket detaljerat, men resultatet blir aldrig bättre än de svagaste delarna. Det är därför viktigt att validera och bedöma de olika beräkningarna. Det kan ske genom jämförelse mot mätdata som inte använts vid beräkningarna.
6.3.1 Jämförelse mellan beräknad transport utgående från mätningar vid fl odmynningarna och från nettobelastningsberäkningen av kväve
En jämförelse mellan fl odmynningsberäkningarna och beräkningarna av nettobelastning av kväve för mot-svarande plats visar att för de 35 mätplatserna med kemi- och vattenföringsdata, där mätningarna gjorts på närliggande platser, är avvikelsen <± 10 % för perioden 1985–1999 i mer än hälften av fallen. I tabell 25 redovisas avvikelserna mellan beräkningarna av nettobelastningen och fl odmynningsdata i procent, arealviktade på havsbassänger. Totalt är det en överskattning, men både över- och underskattningar fi nns för de enskilda vattendragen. Det skall dock påpekas att de månadsvisa mätningarna samt
linjär-interpoleringen mellan mättillfällena innebär även de osäkerheter.
Tabell 25. Avvikelse i % mellan simulerade kvävebelastningar och fl odmynningsbelastning. Avvikelsen
för de beräknade vattendragen har arealviktats för att få fram totala avvikelsen per havsbassäng. Avvikelserna har uttryckts i relation till fl odmynningsvärdena. Period 1985–1999.
Havsbassäng Avvikelse mellan nettobelastning och fl odmynningsbelastning (%)
Andel areal som fl odmynningsdata representerar av hela arealen (%)
Bottenviken + 6 85
Bottenhavet + 12 87
Östersjön inkl Öresund + 6 68
Kattegatt inkl Göta älv + 5 51
Skagerrak + 5 36
Överskattningen i beräkningen av nettobelastning för Bottenviken och Bottenhavet orsakades främst av beräkningarna för Luleälven, Skellefteälven, Umeälven och Ångermanälven, dvs fyra kraftigt reglerade fjällvattendrag. Avvikelserna kan bero både på skillnader i vattenföring och beräknade halter. Den antagna regleringsstrategin i beräkningen av nettobelastningen kan ha gett relativt stora avvikelser i vattenföring-ens dämpning under vattenföring-enskilda år, vilket kan påverka slutresultatet, men halterna torde stå för den största avvikelsen. Andelen organiskt kväve uppgick till ca 80 % av totalkvävet för Ångermanälven och älvarna norr därom. Som närmare diskuteras nedan i avsnitt 6.3.2.2 förefaller den antagna typhalten för skog vara för hög för den fjällnära skogen liksom för skogen i övre Norrlands inland. Detta får följder ända ner till havet i de stora fjällälvarna. I skogsälvarna var överensstämmelsen mellan beräknade och uppmätta halter bättre, vilket tyder på att skogstyphalten fungerade bättre för Norrlands kustnära skogsland.
Söder om Ångermanälven avtar den organiska kväveandelen och utgör ca 50–70 % av totalkvävehalten för de sydliga Norrlandsälvarna. Överensstämmelsen mellan nettobelastningen och fl odmynningsbelast-ningen av totalkväve vid mynningarna för de stora älvarna Indalsälven, Ljungan och Ljusnan var god
(<± 3 %). Däremot överskattades nettobelastningen från Dalälven till havet och den tendensen fanns i stora delar längs Dalälven, främst nedströmsdelarna. Detta kan bero på en överskattning av jordbrukets läckage eller en för låg beräknad retention i dessa delar.
De två största avvikelserna mellan beräkningarna av nettobelastningen och fl odmynningsberäkningarna för Östersjöns del återfanns för Norrströms utlopp och för Motala Ström. Uppströms Mälaren förekom både överskattningar och underskattningar i kvävehalterna och transporter i de större bifl ödena, men för Norrström (Mälarens utlopp) överskattades vattenföringen, vilket gav en för hög transport ut i havet. För Motala Ström var det däremot en underskattning på 20 %, vilket i första hand misstänks bero på under-skattat jordbruksläckage i utlakningsregion 40 (se närmare i avsnitt 6.3.2.4).
I fi gur 41 redovisas ett exempel på uppmätt och beräknad totalkvävehalt, vattenföring samt kvävetran-sport. Förhållandena gäller för Emåns mynning. Den simulerade vattenföringen översteg den observerade vattenföringen med 4 % och var inte kalibrerad för denna station utan är beräknad med generella parame-teruppsättningar för regionen. Avvikelsen mellan nettobelastningsberäkningarna och fl odmynningsdata var 1 % för perioden 1985–1999.
Figur 41. Beräknad (linje) och uppmätt (staplar) totalkvävehalt, beräknad (röd linje) och uppmätt (svart
linje) vattenföring samt beräknad (röd linje) och uppmätt (staplar) kvävetransport vid Emåns mynning till havet.
För avrinningsområden söder om Emån på ostkusten och Lagan på västkusten underskattades i regel be-räknad nettobelastning till havet jämfört med fl odmynningsdata (upp till 20 % för enskilda vattendrag). En del av underskattningen torde bero på för lågt jordbruksläckage (se närmare avsnitt 6.3.2.4).
nettobelastnings-6.3.2 Kvalitetsbedömning utgående från jämförelser mellan uppmätta och beräknade kvävehalter i mindre vattendrag
I avrinningsområden utan eller med försumbar andel sjöar sker i stort sett ingen retention under vinter-halvåret. Detta kan användas för att jämföra beräkningsresultaten med recipientmätningar. Eftersom Sverige är sjörikt är det främst små områden utan uppströms liggande avrinningsområden som uppfyller de kraven. Av de ca 500 recipientmätplatserna som använts i projektet, bedömdes ca 50 kunna utnyttjas för att bedöma om vattnets blandningshalt i olika delar av Sverige hade god överensstämmelse med uppmätta halter. Av dessa visade beräknade och uppmätta halter ha god överensstämmelse för 33 platser med <± 10 % avvikelse i genomsnitt mellan beräknade och uppmätta halter. För de övriga kan det fi nnas många orsaker till avvikelserna, men för ett antal av de noterade avvikelserna kan man dra slutsatser om kvalitén i delar av underlaget till beräkningarna. I några fall kan man också fundera på hur pass represen-tativa mätningarna är för området. Ett exempel på denna typ av analys redovisas i fi gur 42, som visar god överensstämmelse mellan uppmätt och beräknad halt för ett skogsområde i Halland (endast blandnings-halter utan någon kalibrering) samt mellan uppmätt och beräknad vattenföring.
Figur 42. Beräknade (linjer) och uppmätta (staplar) organiska, oorganiska samt totala kvävehalter samt
uppmätt (röd linje) och beräknad vattenföring (svart linje) vid Nore kvarn i Lagan. Området är 109 km2 och domineras av skog.
Figur 12 i avsnitt 4.7 visar överensstämmelsen mellan uppmätt halt under vinterhalvåret och beräknad kvävekoncentration för ett jordbruksdominerat område i sydligaste Skåne. Den beräknade totalkväve-halten låg något högt (ca 10 %) både före och efter markretentionskalibreringen.
Vid sjöretentionsberäkningarna har ca 200 mätplatser använts för kalibrering av generella parameter-uppsättningar för huvudavrinningsområden. Utöver dessa har ca 275 mätplatser använts för kontroll av kalibreringarna och validering av resultat. I fi gurerna 43 och 44 redovisas ett exempel på beräknade och uppmätta kvävehalter i Ätrans fl odmynning och vid sjöns Åsnens utlopp i Mörrumsån. Simulerade total-kvävehalter låg ca 6 % högre än de uppmätta för den utvalda perioden för båda områdena, vilket får anses vara en god överensstämmelse.
Figur 43. Beräknade (linjer) och uppmätta (staplar) organiska, oorganiska samt totala kvävehalter vid
Det är svårt att kvantifi era eventuella avvikelser i siffror för olika delar av Sverige. Mätplatserna repre-senterar både små och mycket stora avrinningsområden (t.ex. mynningsstationerna), de är ofta belägna efter varandra i ett huvudavrinningsområde samtidigt som det är svårt att hitta ett rättvisande och samlat mått på avvikelserna. Överensstämmelse eller avvikelse mellan beräknad och uppmätt halt både före och efter de två retentionsberäkningarna ger dock en uppfattning om hur väl befi ntliga indata till beräkningen såsom areor, typhalter och utsläpp verkar stämma med verkligheten. Avvikelserna kan dock även bero på fel i mätdata eller att mätdata inte är representativa. Nedan beskrivs upptäckta systematiska avvikelser och vad de kan ha orsakats av både utifrån analys i de små områdena före markretention och efter den totala retentionsberäkningen.
6.3.2.1 Avvikelser med avseende på punktutsläpp
Ett antal avvikelser mellan beräknade och uppmätta kvävehalter kan direkt hänföras till överskattade res-pektive underskattade punktutsläpp. Som exempel visas beräknade och uppmätta halter i ett tillfl öde till Vättern, där punktutsläppet är för stort eller mynnar i ett annat område (fi gur 45).
Figur 45. Beräknad (linje) och uppmätt (staplar) totalkvävehalt i ett tillfl öde till Vättern. Den höga
beräk-nade halten beror på punktutsläpp, som troligen överskattats i indata.
Överskattade punktutsläpp avslöjas ibland i samband med låg vattenföring, när de ger höga beräknade halter på grund av liten utspädning, vilket illustreras av beräknade och uppmätta halter vid Viskans myn-ning (fi gur 46). Trots de överskattade halterna får de inte så stor inverkan på transporterna på grund av den låga vattenföringen samtidigt.
Figur 46. Beräknade och uppmätta totalkvävehalter, vattenföring samt kvävetransport vid Viskans
myn-ning till Kattegatt. Uppmätta halter samt transport betecknas med staplar och beräknade linjer samt uppmätt vattenföring med svart linje och beräknad med röd linje.
6.3.2.2 Avvikelser med avseende på läckage från skog, sankmark och övrig öppen mark Typhalterna för kalfjäll, skog, hygge, myr och övrig öppen mark har hämtats från mätdata i små avrin-ningsområden med stor andel av respektive markanvändning. Vid jämförelse med recipientdata i områden med stor andel av dessa markanvändningar och försumbara arealer jordbruksmark framgår att dessa typ-halter ser rimliga ut i stort för landet. Antalet recipientmätplatser i Norrland är få, men de som fi nns visar dock att de beräknade kvävehalterna låg för högt i de vattendrag som rinner från fjällen ner genom hela skogslandet, medan halterna i skogsälvarna överensstämde bättre. Detta kan förklaras med att den ansatta skogstyphalten är för hög för den fjällnära skogen och skogen i övre inre Norrland. Vid kalibreringarna av sjöretentionen vid de fåtaliga mätplatserna nedströms de stora sjöarna nära fjällen kan man sänka de orga-niska kvävehalterna och rätta till kvävenivån. Det blir då högre retention i fjällsjöarna än i skogssjöarna, vilket inte förefaller helt logiskt. Risken är stor att man överskattar sjöretentionen i fjällsjöarna. Det inne-bär att man anpassar kvävehaltnivån och riskerar rätta till fel i indata vid retentionsberäkningen och det är inte avsikten med arbetet. I dessa fall har vi valt att vara försiktiga vid kalibreringen av sjöretentionen i de fjällnära sjöarna. Överskattningen i nettobelastningsberäkningen jämfört med fl odmynningsberäkningen i de nordligaste fjällälvarna som nämnts under avsnittet 6.3.1 bedöms därför orsakas av för hög skogs-typhalt. Det kan ytterligare nämnas att kvävemedelhalterna vid fl odmynningarna för de stora fjällälvarna Luleälven, Skellefteälven, Umeälven och Ångermanälven låg i nivå eller strax under skogstyphalten, dvs mycket låga halter.
Effekten av för stor areal hygge noterades i åtminstone 11 skogsområden utan uppströms liggande områden, när kväveberäkningar jämförts med recipientdata. Alla dessa berörde vattendrag som dräneras till Bottenhavet. Denna analys är endast möjlig för det närmaste rena skogsområden utan inslag av jord-bruksmark, eftersom jordbrukets läckage maskerar de lägre halterna från skog och hyggen. Typhalten för hyggesläckaget ligger högre för oorganiskt kväve men lika för organiskt kväve jämfört med skogsläcka-get. Om hyggesarealen är för stor får man den avvikelse i oorganiskt beräknade och uppmätta kvävehalter, som kan urskiljas i fi gur 47.
Figur 47. Beräknade (linjer) och uppmätta halter (staplar) i området Hyttingsheden i Dalälven, där
beräkningarna är för höga för oorganiskt kväve på grund av för stor areal hygge i indata till beräkning-arna. Mätningarna ligger på den nivå som antagits som typhalt för skog. Området är 49 km2. Det består till 96 % av skog, av vilket 11 % utgörs av hygge enligt indata till TRK.
Vid framtida beräkningar är det angeläget att bättre försöka bedöma andelen utförda hyggen och korta ner perioden 12 år för Norrland.
6.3.2.4 Avvikelser med avseende på läckage från jordbruksmark
Från och med år 2000 baseras SCBs Lantbruksregistrets (LBR) arealer av grödor enbart på stödansök-ningar till EU enligt IAKS. År 1999 genomfördes en enkätsammanställning av SCB enligt tidigare metod för insamling av LBR med samtidig sammanställning av IAKS-stöd. Enbart 2 % skillnad observerades mellan LBR och IAKS-arealerna för summa utnyttjad åkermark år 1999 (SCB 2001). Däremot är skillna-derna för enskilda grödor större på grund av olikheter i defi nitionerna av grödorna.
Arealen och typhalterna för jordbruksläckaget har stor betydelse för kvävetransporten från ett område, eftersom typhalterna från olika jordbruksgrödor i regel ligger betydligt högre än typhalterna från skog och övrig mark.
En jämförelse mellan beräknade och uppmätta halter i små avrinningsområden och i TRK-områden i de olika utlakningsregionerna visade överlag god överensstämmelse i regionerna 11, 21, 22, 30, 51, 72, 80 och 90. För utlakningsregionerna 52, 100, 110, 120, 130, 150, 160, 170 och 180 var det svårt att hitta reci-pientdata från jordbruksområden att göra analysen på. Däremot låg de beräknade halterna för lågt i södra delen av region 12, i region 40 samt i delar av region 60 (den sydostlig-ostliga delen) och i 71 (sydligaste delen) med mer än 20 % för låga halter jämfört med mätdata. Skälet till det kan vara fl era.
Jordbruksläckageberäkningarna med SOILNDB utförs per utlakningsregion. Gränserna för dessa ut-lakningsregioner är främst jordbruksbetingade och skär tvärs genom avrinningsområden. Region 71 i sydvästra Sverige har stor nederbörds- och avrinningsgradient inom området. Den målavrinning (be-greppet målavrinning förklaras i avsnitt 4.3.1), som framräknats för hela region 71 styr haltnivån, vilket innebär att där den verkliga avrinningen är lägre än målavrinningen blir den beräknade kvävebelastningen för låg. Det här syns när beräknade och uppmätta halter samt kvävetransporter har jämförts i sydliga och sydvästra delen av region 71 (t ex för vattendragen 95 Vegeå, 97 Stensån (se fi gur 48) och 100 Fylleån samt de delar av 96 Rönneå som ligger inom produktionsområde 71). De beräknade totalkvävehalterna låg 20–40 % under de uppmätta i denna del av regionen, vilket i sin tur innebär att det beräknade läckaget blivit för lågt från dessa jordbruksintensiva delar.
Figur 48. Beräknade (linjer) och uppmätta (staplar) organiska, oorganiska samt totala kvävehalter
i Stensån i Halland. Stensåns avrinningsområde är 284 km2, varav 46 % består av skog och 31 % av jordbruksmark. Beräknade oorganiska och totalkvävehalter ligger lägre än uppmätta på grund av under-skattat jordbruksläckage.
En test har gjorts att ersätta regions 71s delar i Skåne och allra sydligaste Halland med utlakningsregion 21s typhalter och räkna om kvävebelastningen. Överensstämmelsen blev bättre mellan beräknade och uppmätta halter, men de beräknade halterna låg alltjämt i underkant.
I utlakningsregion 12s södra del var den beräknade kvävehalten mer än 10 % lägre än uppmätta halter i Lagans bifl öde Smedjeån med ca 45 % jordbruksmark, medan överensstämmelsen var god längre norrut i utlakningsregionen.
6.4 Kvalitetsbedömning av belastningsberäkningar för fosfor
För fosfor fi nns endast beräkningar av bruttobelastningen utan retention, vilket gör att de inte är helt jämförbara med uppmätta värden i vattendrag från större avrinningsområden. Retentionen förväntas vara större än återcirkulationen av fosfor från sediment och frigörande från fl odbotten och strandbrinkar för större områden och beräknad bruttobelastning bör därför vara i överskott mot uppmätt belastning i fl od-mynningarna. Bruttobelastningen av fosfor från projektet har jämförts med medianen för belastningen som uppmätts i fl odmynningarna och beräknats genom arealviktning för perioden 1985–1999 (tabell 26). Eftersom arealen för TRK-beräkningarna skiljer sig något mot arealen enligt beräkningarna för fl odmyn-ningarna viktades den uppmätta belastningen med TRK-arealen.
Tabell 26. Bruttobelastning av fosfor (ton/år) beräknat genom typhalter och modeller inom
TRK-projek-tet och medianbelastning uppmätt och beräknad genom arealviktning från mätningar i fl odmynningarna 1985–1999.
Havsbassäng Beräkningssätt Areal (km2)
Median Tot-P (ton/år)
Viktad tot-P med TRK-area (ton/år) % överskott TRK–mot fl odmynningsbelastning Bottenviken Flod 1) 130 951 1 122 1 110 TRK 2) 129 499 1 210 9 Bottenhavet Flod 179 713 1 189 1 251 TRK 189 105 2 220 77 Östersjön Flod 85 558 748 742 TRK 84 860 1 190 60 Öresund Flod 2 582 93 99 TRK 2 733 120 22 Kattegatt Flod 71 232 730 704 TRK 68 671 1 310 86 Skagerrak Flod 5 365 104 113 TRK 5 805 160 41
Totalt Sverige Flod 472 819 4 027 4 094
TRK 480 672 6 200 52
1) Flodmynningsberäkning 2) TRK belastningsberäkning
TRK-belastningen översteg i samtliga havsbassänger belastningen uppmätt i fl odmynningarna. Skillnaden mellan TRK-beräknade bruttobelastningen och belastning uppmätt i fl odmynningarna under 1985–1999 uppgick till som mest 86 % i Kattegatt. Retentionen av närsalter kan vara mycket stor i djupa sjöar med lång omsättningstid. I t.ex. Vänern, Vättern, Hjälmaren och Mälaren kan retentionen uppgå till 30–80 % enligt Löfgren och Olsson (1990). Inom Kattegatts avrinningsområde passerar stor del av vattnet Vänern och retentionen kan därför förväntas vara hög.
Inom enskilda huvudvattendrag varierade skillnaden mellan TRK-belastning av fosfor och uppmätta be-lastningen i fl odmynningarna mycket. Av de 43 fl odmynningar, där jämförelse gjordes, fanns åtta fall där TRK-belastningen var lägre än uppmätt belastning efter arealviktning mellan TRK-area och area enligt fl odmynningsprogrammet, nämligen Torneälven, Kalixälven, Töreälven, Öreälven, Lögdeälven, Gavleån, Råån och Nissan. Torneälven och Kalixälven kompliceras av bifurkationen, men tillsammans borde TRK-belastningen inte understiga uppmätt belastning.
Det fi nns fl era felkällor som kan påverka bruttobelastningen. Totala arealen har viktats i jämförelserna mot arealen för tillrinningsområdet till fl odmynningarna, men fördelningen mellan olika markanvänd-ningar kan skilja sig åt i beräkningen mot verkligheten (se avsnitt 6.2). Endast två av de områden med för låga belastningar hade betydande arealer av jordbruksmark: Råån och Nissan, övriga har < 2% jordbruks-mark i tillrinningsområdet. För de övriga innebär det att andra jordbruks-markanvändningar och punktutsläpp står för den största delen av belastningen i dessa områden. Beräkningarna grundar sig till stor del på typhalter och regressionssamband som togs fram inom Hav-90 och i den redovisningen påpekas ett antal felkällor. Faktaunderlaget för typhalterna för skogsmark och brukad skogsmark är litet vilket innebär stor osäkerhet i belastningsberäkningarna. I Hav-90 påpekar man vidare vikten av att utöka typhalterna för olika typer av sankmark samt att antagandet att övrig mark läcker lika mycket som skogsmark inte kan verifi eras på grund av bristande mätningar. I TRK-projektet har antagits nya typhalter för fjäll, glaciär och fjällmyr, men annan övrig mark har ansatts samma typhalter som i Hav-90.
Den största skillnaden mellan TRK-belastning och uppmätt belastning återfanns i Mörrumsån (4 gånger högre belastning enligt TRK jämfört med fl odmynningsbelastningen).
6.4.1 Kvalitetsbedömning avseende fosforläckage från jordbruksmark
Arealförlusten av fosfor från jordbruksmark beräknad i TRK-projektet har jämförts med arealförluster från mätningar av koncentration i avrinning och specifi k avrinning från 32 små avrinningsområden domi-nerade av jordbruksmark inom det nationella och regionala miljöövervakningsprogrammet ”typområden på jordbruksmark” (tabell 27). Jämförelsen mellan resultaten ger framför allt en utvärdering av skillnader i underlagen, som djurtäthet och fosforstatus i marken. Skillnaden mellan resultaten av beräknad areal-förlust inom TRK och observerad arealareal-förlust var stor för de extrema arealareal-förlusterna < 0,1 kg/ha år och >1 kg/ha år. TRK-beräknade arealförluster varierade med en faktor mellan 0,3 och 10 gånger jämfört med uppmätta arealförluster. De högsta arealförlusterna i TRK-beräkningarna återfanns i norra Halland och sydvästra Götaland (Öxnevallabäcken och Menlösabäcken). Medelvärdet för TRK var 30 % högre are-alförlust än uppmätta värden. I ett enskilt område kan variationen vara mycket stor (Djodjic et al. 2002). I Hallands län har nettobalanser av fosfor till marken visat på stora variationer (Albertsson et al. 1997). Vissa delar av norra Halland har ett betydande fosforöverskott och kan också ha stora läckage. Förluster över 1 kg/ha år är dock mycket ovanliga.
Vissa områden har en komplex hydrologi, t ex stor grundvatteninfi ltration, har sämre avrinningsstationer eller har en kort mätperiod (Gärds Köpinge, Ljungbylundsbäcken, Skepptuna, Lohärad och Flarkbäcken). Speciellt kan noteras att i Gärds Köpinge fi nns stort utbyte med grundvattnet så att stor del av areal-förlusten inte når ytvattnet eller späds ut av grundvattnets lägre koncentrationer av närsalter. Bättre överensstämmelse mellan TRK och uppmätta värden uppnåddes då dessa områden uteslöts, 19 % högre arealförlust i medeltal för TRK än uppmätt.
Tabell 27. Arealförlust av fosfor uppmätt i små miljöövervakningsområden (ca 2–35 km2) och beräknat enligt TRK-projektet.
Namn Tot-P uppmätt kg/ha tot-P TRK kg/ha
*Gärds Köpinge 0,06 0,65 Smedstorp 0,29 0,70 Vemmenhög 0,33 0,27 Asmundtorp 0,28 0,20 Förslöv 0,58 0,49 Menlösabäcken 0,33 0,82 Gullbrannabäcken 0,56 0,73 Snogeröd 0,55 0,75 Heabybäcken 0,15 0,44 *Ljungbylundsbäcken 0,08 0,28 Klevabäcken 0,37 0,32 Barlingbo 0,17 0,13 Draftingebäcken 0,23 1,02 Öxnevallabäcken 0,40 1,21 Vikenbäcken 0,58 0,57 Järnsbäcken 0,52 0,22 Fåglabäcken 0,17 0,56 Uveredsbäcken 0,70 0,28 Marstadsbäcken 0,10 0,32 Gisselöå 0,47 0,35 Averstadån 0,37 0,17 Husön 0,15 0,19 Vällbäcken 0,77 0,35
Lokala förhållanden, som kan ha stor betydelse, har inte beaktats i regressionssambandet och inte heller i de underlag till beräkningarna som använts, t.ex. textur och fosforstatus i matjorden. Fosfortransporten i södra Halland har sannolikt överskattats eftersom hänsyn inte har tagits till upptryckande järnrikt grund-vatten som kan binda fosforn. Fosfortransporten från delar av Södermanland och Skåne har däremot troligen underskattats eftersom hänsyn inte har tagits till vissa lerjordars förmåga att slamma upp och leverera kolloidbunden fosfor. Regionala studier av koncentrationer i dräneringsvatten (tabell 28) har visat måttliga i södra Halland och höga totalfosforkoncentrationer i Södermanland och Östergötland .
Tabell 28. Typkoncentrationer av totalfosfor (mg/l) från åkermark
Region Fält Bäckar JRKbäckar Referens för typkonc från fält
Södermanland/Mälarregionen 0,13 - 0,11 Ulén, 1982
Östergötland 0,17 - 0,21 Gustafson and Gustavsson, 1982
Södra Halland 0,04 0,05* 0,15 Gustafson and Hansson,1980
* Persson 1994
6.4.2 Kvalitetsbedömning avseende utsläpp från enskilda avlopp av fosfor
Osäkerheten i beräkningen av bidrag till närsaltbelastningen från enskilda avlopp är generellt stor på grund av den variation som visats vid studier av reduktionen av kväve och fosforutsläppen i enskilda avloppsanläggningar och osäkerheter i fördelningen av godkända och icke-godkända enskilda avlopp (se avsnitt 4.6.2). Skillnad i metodiken i beräkningen av bruttobelastningen av fosforutsläpp från enskilda av-lopp jämfört med övriga utsläpp och markläckage utgör ytterligare problem. Utsläpp från enskilda avav-lopp har baserats på schabloner för utsläpp som till stor del leder till mindre vattendrag, ner i markprofi len och diken där viss retention kan ske. Markläckagen har beräknats från mätningar i vattendrag och mark-retentionen har därmed redan haft full verkan på dessa bidrag till belastningen. Utsläpp från enskilda avlopp står för en betydande del av den totala bruttobelastningen och deras bidrag har troligen över-skattats i förhållande till annat markläckage på grund av saknad markretention. För kväve har reduktionen av bruttobelastningen från utsläpp från enskilda avlopp beräknats till ca 25 % på grund av markretentionen.
7. Jämförelse med tidigare beräkningar
7.1 Avrinning
Jämförelse av årsmedelavrinningen för perioden 1985–1999 och normalperioden 1961–1990 (Brandt et al. 1994) har gjorts. Avrinningsmönstret är i princip detsamma för bägge perioderna, men i vissa områden kan man se tendenser till högre avrinning för perioden 1985–1999. Detta överensstämmer med det resul-tat som redovisas för nederbörd och temperatur för perioden 1991–2000 i förhållande till normalperioden 1961–1990 av Alexandersson och Eggertsson Karlström (2001). Landet som helhet hade under perioden 1991–2000 både högre temperatur och mer nederbörd än genomsnittligt. Årsnederbörden var i genomsnitt 10 % högre jämfört med normalvärdet. De största nederbördsöverskotten, ca 15 %, fi ck de inre delarna av mellersta och norra Norrland. Några områden nära Östersjön, framför allt Roslagen, fi ck dock i medeltal något mindre nederbörd jämfört med normalperioden.
7.2 Kvävebelastning
Det är svårt att jämföra resultat från olika belastningsberäkningar eftersom de berör olika perioder och bygger på olika indata och beräkningsmetodik, men det kan vara intressant att i alla fall försöka. 7.2.1 Retention
Retentionen är beräknad som en differens mellan stora tal, vilket innebär att även en liten förändring av transporten ger stora förändringar i retentionen. Retentionskartorna (se fi gurerna 18 och 19 i avsnitt 5.3.1) visar ett genomsnittligt värde för 15 år, men det är viktigt att inse att retentionen inom ett och samma vat-tendrag kan variera med 30 % mellan olika år (Arheimer et al. 1997).
I projektet Kväve från land till hav beräknades retentionen för södra Sverige (Naturvårdsverket, 1997). Beräkningssättet rörande retentionen i sjöar och vattendrag är i princip densamma som i detta projekt. I det ovannämnda projektet gjordes dock beräkningen uppdelat på retention i vattendragen respektive i sjöarna, medan vattendragsretentionen inkluderades i sjöretentionen i detta projekt. En jämförelse mellan retentionen i sjöar och vattendrag för södra Sverige från de båda projekten visar liknande storskaligt mönster, där andelen sjöar samt sjöarnas placering har stor betydelse.
7.2.2 Kvävetransporten
För att beskriva markläckaget används ofta arealförluster för belastning från olika markkategorier. I tabell 29 jämförs arealförluster för bruttoläckaget från olika markanvändningar inom havsbassängernas tillrin-ningsområde enligt beräkningar för Hav-90 (Löfgren och Olsson 1990), för projektet Kväve från land till hav (Arheimer et al. 1997, Naturvårdsverket, 1997) samt detta projekt. Skillnader i arealförlusterna beror på olika markdatabaser och typhalter, på olika modellansatser och på olika undersökningsperioder.
De stora skillnaderna i jordbruksmarkens arealkoeffi cienter i Norrland kan troligen till stor del förklaras med skillnader i ansatser. I Hav-90 baserades arealförlusten på några få försöksanläggningar med rela-tivt korta mätserier för Norrland (norr om Dalälvens avrinningsområde) och med mycket låga, uppmätta avrinningar. I detta projekt har större hänsyn tagits till regionala skillnader, grödor och jordarter. Idag sker vallbrott betydligt oftare än tidigare, vilket också kan påverka läckaget. Åkermarkens arealförlust i TRK-projektet förefaller dock hög med tanke på den stora andelen vall som odlas. Skillnaderna mellan jordbruksmarkens arealkoeffi cient för Göta älvs tillrinningsområde är likaså stora. I Hav-90 har man kom-menterat att jordbruksmarkens läckage troligen är för lågt. I projektet Kväve från land till hav bedömdes jordbruksläckaget vara överskattat i belastningen till Kattegatt exklusive Göta älvs tillfl öde samt för delar av Östersjön utifrån jämförelser mellan beräknade och uppmätta halter i vattendragen, vilket kan förklara avvikelserna mot de övriga två beräkningarna.
Tabell 29. Arealförluster för kvävebruttoläckage i kg/km2 år från olika markanvändningar inom havs-bassängernas tillrinningsområden. Värdena är angivna i hela tiotal. Källor: Löfgren och Olsson 1990, Arheimer et al. 1997 och detta projekt.
Havsområden Hav-90, 1982–1987 Åker Skog1 Atm dep2
Kväve från land till hav, 1985–1994 Åker Skog Atm dep2
TRK, 1985–1999 Åker Skog1 Atm dep2
Bottenviken 390 190 250 1 340 130 180 Bottenhavet 600 210 380 1 190 170 260 Östersjön 1 630 150 630 2 020 150 740 1 500 120 620 Öresund 3 970 260 1 080 3 520 530 1 300 3 710 160 1 600 Kattegatt exkl. Göta älv 2 280 260 1 090 4 370 290 1 430 2 860 240 1 200 Göta älv 990 210 630 3 1603 1903 1 2303 2 850 200 710 Skagerrak 2 910 330 850 3 300 140 750 3 170 280 1 010
1) inkl skogsbrukets bidrag
2) avser atmosfärisk deposition på vattenytor 3) Göta älvs tillrinningsområde exkl. norr om Vänern
Kvävebelastningen samvarierar med vattenföringen och följer i stort sett dess mellanårsvariationer. De beräknade nettobelastningarna av totalkväve från de olika vattendragen till havet och för olika år varierade med som mest 200 % för våta år och 20 % för torra år jämfört med medelvärdet för perioden 1985–1999. Variationerna i fl ertalet vattendrag låg ofta kring 150 % och 50 %.
Tabell 30. Källfördelning i % av total kvävetillförsel till havsbassängerna via vattendragen. Procenttalen
är avrundade till hela procent. Hav-90 bygger på bruttobelastning 1982–1987, medan TRK baseras på nettobelastning 1985–1999. Direkta utsläpp till havet ingår ej.
Kvävekälla Skog1 Åker Övrig mark
Dep sjöytor Enskilda avlopp Reningsverk Industri Bottenviken2 Hav 39 1 50 7 < 1 2 1 TRK 52 4 35 5 < 1 2 1 Bottenhavet Hav 45 4 34 10 2 4 1 TRK 57 10 18 7 2 4 2 Östersjön Hav 14 48 4 11 5 14 4 TRK 14 59 4 8 4 10 1 Öresund Hav < 1 87 < 1 < 1 2 9 < 1 TRK < 1 90 3 < 1 2 5 < 1 Kattegatt inkl Göta älv Hav 20 35 10 19 6 9 1 TRK 18 50 6 14 2 8 2 Skagerrak Hav 17 60 14 4 3 2 < 1 TRK 21 59 9 3 5 2 < 1
1) Skogsbrukets bidrag ingår
2) Hav-90 modifi erad av Löfgren, 1992.
7.3 Fosforbelastning
Beräkningarna av fosforbelastningen har i TRK-projektet beräknats med metoder som till stor del tagits fram i rapporten Hav-90 (Löfgren och Olsson, 1990). Detta har resulterat i liknande arealförlustvärden för till exempel skog och sankmark i TRK-projektet som i Hav-90 (tabell 31). Den skillnad som ändå fi nns mellan beräkningarna av arealförlusten beror på att avrinningen ingår i beräkningen och att den skiljer sig mellan de två beräkningsperioderna. Störst skillnad i beräkningsmetodik mellan de två sammanställ-ningarna är i beräksammanställ-ningarna av läckage från jordbruksmark. Arealförlusten av fosfor från åkermark och betesmark är mer än dubbelt så hög i medeltal för hela Sverige i TRK-beräkningen jämfört med Hav-90. Inför Hav-90 beräkningen uppmärksammades att avrinningen från fält i PMK-områdena var ca 50 % lägre än uppmätt avrinning i vattendrag som dränerade samma område (Löfgren, pers. komm.). I Hav-90 beräk-ningen justerades därför avrinberäk-ningen för jordbruksmark till uppmätt avrinning från fält vilket kan vara en orsak till skillnaden som ses mellan TRK och Hav-90 i tabell 31.
Tabell 31. Arealförluster för fosforbruttoläckage i kg/km2 och år från olika markanvändningar inom havs-bassängernas tillrinningsområden. Källor: Löfgren och Olsson (1990) och detta projekt.
Hav-90, år 1982–1987 TRK, år 1985–1999
Havsbassänger Åkermark och bete
Skogsmark1 Sankmark Åkermark
och bete Skogsmark1 Sankmark Bottenviken 17 12 23 58 9 16 Bottenhavet 18 8 16 58 10 19 Östersjön 19 4 7 36 3 5 Öresund 35 3 0 51 3 5 Kattegatt 23 6 12 56 6 17 Skagerrak 35 9 19 58 8 10 Totalt Sverige 21 8 18 47 8 17 1) Inklusive skogsbruk
I jämförelsen av källfördelningen av bruttobelastning av fosfor på havsbassängerna noteras att jord-bruksmarkens och skogsmarkens andel av belastningen är klart större i TRK-beräkningen än i Hav-90 sammanställningen utom för Öresund (tabell 32). Jordbruksmarkens andel i TRK-beräkningen är större, dels på grund av att arealförlusten är högre och dels på grund av att andelen areal av jordbruksmark är cirka 2 % större i TRK än i Hav-90. Jordbruksarealen i TRK överensstämmer dock väl med SCBs offi ci-ella statistik. Skogsmarkens arealförluster är överlag lika i TRK som i Hav-90. Andelen areal skogsmark
däremot, är cirka 15 % större för hela Sverige i TRK-projektet än i Hav-90 på grund av effekten av ra-strering utan viktning som utförts i TRK-projektet. Detta orsakar samtidigt att källorna öppen mark och sankmark får mindre betydelse i TRK-projektet jämfört med Hav-90.
Tabell 32. Jämförelse av källfördelning av fosforbelastning på havsbassängerna, %, av bruttobelastning
mellan Hav-90 och TRK. Källor: Löfgren och Olsson (1990) och detta projekt.
Havsbassäng Studie Åkermark och bete Skogs mark Sank mark Öppen mark Gles-bygd Mjölk-rum Renings-verk3 Industrier Dep. på sjöar1 Gödsel anlägg-ningar2 Dag-vatten3 Bottenviken Hav-90 1 37 28 28 1 0 1 0 3 1 TRK 4 56 21 12 2 < 1 3 2 0 Bottenhavet Hav-90 3 41 21 17 5 1 5 2 4 1 TRK 8 57 12 5 5 < 1 3 8 1 Östersjön Hav-90 20 13 2 4 19 4 17 7 5 9 TRK 43 11 1 1 20 < 1 13 5 6 Öresund Hav-90 57 1 0 3 8 3 12 1 0 13 TRK 59 1 < 1 1 12 < 1 22 0 5 Kattegatt Hav-90 16 17 5 8 20 3 11 6 7 8 TRK 44 17 3 2 13 < 1 11 6 4 Skagerrak Hav-90 27 18 3 21 9 4 9 0 1 7 TRK 43 15 1 5 19 < 1 9 4 4 Totalt Sverige Hav-90 10 28 15 15 10 2 8 3 4 4 TRK 24 37 9 5 10 < 1 7 6 2
1) Depositionen av fosfor antogs vara försumbar och har inte inkluderats i TRK- projektet.
2) Gödselanläggningar har antagits inte läcka några närsalter till vattenmiljön i TRK-projektet i enlighet med bestämmelser i Miljöbalken. 3) Dagvatten ingår i reningsverkens utsläpp i beräkningen för Hav-90.
Skillnader i uppdateringar av underlag för beräkningar av utsläpp från mjölkrumsavlopp har bidragit till skillnader i resultat mellan Hav-90 och TRK. Utsläppen från mjölkrum utgjorde tidigare en betydande an-del av fosforbelastningen på Östersjön (4 %) på grund av att fosforsyra använts vid diskningen och att en stor del av avloppen från mjölkrummen inte genomgick rening. Enligt Hav-90 bedömdes 21 % av andelen mjölkrumsavlopp gå direkt till recipienten. Under början av nittiotalet övergick en stor del av mjölkbön-derna till alternativa disktekniker för att åtgärda de stora utsläppen, som växeldisk med varierande syra och bas, där syran delvis ersattes med sulfonsyra. Under nittiotalet har även många mjölkrumsavlopp lagts om i samband med nya regler om gödselmedelshantering och andelen mjölkrumsavlopp direkt till recipienten har minskat till 2 %. Utsläppen från mjölkrummen har försumbar betydelse för belastningen på havet enligt resultaten i TRK-projektet.
8. Förslag på framtida förbättringar
8.1 Underlag för kväveberäkningar
• Skattningen av hyggesarealen bör ses över. Beräkningen utifrån tillståndsanmäld hygge ger för stor hyggesareal, vilket främst märks i tillrinningsområdet till Bottenhavet. Beräkningen på 12 år är troligen en för lång tid med den antagna typhalten för hygge.
8.2 Underlag för fosforberäkningar
Källfördelningen och bruttobelastningsberäkningarna för fosfor har utförts med den hittills högsta upp-lösningen för hela landet med uppdaterade typhalter för fl era markläckage. Fosforberäkningarna kan dock förbättras på fl era sätt:
• En retentionsmodell för fosfor är nödvändig för att beräkna nettobelastningen av olika källor på havet. Att dra bort retentionen innebär också att man kan undvika viss snedfördelning av källorna, så att inlandskällor som passerar sjöar får mindre påverkan på belastningen på havet och så kallad tion kan dras av från utsläpp från enskilda avlopp.
• Typhalterna för de diffusa källorna bör ses över genom att sammanställa nytt dataunderlag till exempel för sankmark och fjällnära skog, men även utökade mätprogram är nödvändigt för att öka kunskapen om och upplösningen av markens läckage.
• Jordbruksmarkens läckage har beskrivits med regressionssamband i TRK-projektet baserat på data från miljöövervakningsprogrammen, men ytterligare information fi nns tillgängligt som skulle kunna ge underlag till processinriktade modeller och mer differentierad bild av jordbruksmarkens läckage.
• Enskilda avloppens utsläpp har relativt sett större betydelse för fosfor än för kväve och schablonerna för utsläppsmängder och reningsgrad samt fördelningen av olika typer av reningsanläggningar i landet bör ses över.
8.3 Gemensamt för kväve- och fosforberäkningar
• Representativa mätserier av kväve och fosforhalter i små och stora avrinningsområden är väsentliga för beräkning av retention och för validering av beräkningarna. Det är mycket viktigt att representativa mätningar fortsätter att utföras.
• Översyn av punktkällornas utsläpp bör ske, speciellt i områden där vi noterat stora avvikelser vid ningar och mätdata. En uppdelning i oorganiskt och organiskt kväve krävs för retentionsberäkningen och det är angeläget att få en bättre uppdelning av dessa från utsläppen. Idag beräknas de utifrån schabloner.
8.4 Övriga förbättringar
Förutom vissa svagheter i underlagsdata enligt ovan, så har vi även dragit vissa erfarenheter från
insamlingsarbetet, överföring av beräkningsunderlag mellan SMHI och SLU samt från själva beräknings-arbetet.
• Det krävs bättre kvalitetskontroller under arbetets gång. Fel i beräkningar som upptäcks i efterhand kan medföra mycket merarbete, då efterföljande analyser måste göras om.
9. Referenser
Albertsson, B., Goldstein, B., Pettersson, O. and Ulén, B. 1997. Fosfor- livsnödvändigt, ändligt och ett
miljöproblem. Naturvårdsverket rapport 4730.
Alexandersson, H. och Eggertsson Karlström, C. 2001. Temperatur och nederbörd i Sverige 1961–1990.
Referensnormal–utgåva 2. SMHI Meteorologi nr 99.
Andersson, A, Eriksson, J., Andersson, J & Mattsson, L. 2000. Phosphorus accumulation in Swedish
agricultural soils. Naturvårdsverket rapport nr 5110.
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. 1997. Modellerad kvävetransport, retention
och källfördelning för södra Sverige. SMHI Hydrologi nr 13.
Bergström, S. 1995. The HBV model. In: Singh VP (ed). Computer Models of Watershed Hydrology.
Water Resources Publications, Highland Ranch, Colorado, 443-476.
Brandt, M., Jutman, T. och Alexandersson, H. 1994. Sveriges Vattenbalans, nederbörd, avdunstning och
avrinning. SMHI Hydrologi nr 49.
Djodjic, F., Montas, H., Shirmohammadi, A. Bergström, L., and Ulén, B. (2002). A decision support
sys-tem for phosphorus management at a watershed scale. J Environ. Qual. (accepted).
Egnér, H., Riehm, H. and Domingo, W. R. 1960. Untersuchungen über die chemische Bodenanalyse als
Grundlage für die Beurteilung der Nährstoffzustandes der Böden. II Chemische Extraktions-methoden zur Phosphor und Kaliumbestimmung - Kungl. Lantbrukshögskolans annaler 26, 199-215.
Eriksson, J., Andersson, A., Andersson, R. 1997. Tillståndet i svensk åkermark. Naturvårdsverket.
Rapport nr 4778.
Eriksson J., Andersson A. och Andersson R. 1999. Åkermarkens matjordstyper. Naturvårdsverket rapport
nr 4955.
Gustafson A. och Gustavsson A. (1982). Växtnäringsförluster i Västergötland och Östergötland.
Ekohydrologi 10, Avd. för Vattenvård, Sveriges Lantbruksuniversitet, Uppsala.
Gustafson A. och Hansson M. (1980). Losses of Nutrients in Skåne and Halland. Ekohydrologi 6, Avd.
för Vattenvård, Sveriges Lantbruksuniversitet, Uppsala.
Johnsson, H., Bergström, L., Jansson P-E. och Paustian, K. 1987. Simulated nitrogen dynamics and
