Uppföljning av effekten av anlagda våtmarker i jordbrukslandskap

i jordbrukslandskap

Belastning av kväve och fosfor

belastning av kväve och fosfor

Maja Brandt, SMHI Berit Arheimer, SMHI Hanna Gustavsson, SMHI

Charlotta Pers, SMHI Jörgen Rosberg, SMHI

Milla Sundström, IVL Ann-Karin Thorén, SMHI

Naturvårdsverket

Tel: 08-698 10 00, fax: 08-20 29 25 E-post: registrator@naturvardsverket.se Postadress: Naturvårdsverket, SE-106 48 Stockholm

Internet: www.naturvardsverket.se

ISBN 978-91-620-6309-2 ISSN 0282-7298

Förord

På uppdrag av Naturvårdsverket har SMED (Svenska MiljöEmissions Data), som är ett konsortium bestående av IVL, SLU, SCB och SMHI, genomfört en

uppföljning av effekten av anlagda våtmarker i jordbrukslandskapet med avseende på belastning av kväve och fosfor på havet i södra Sverige.

Våtmarker har i nutid främst anlagts för att öka den biologiska mångfalden och för att minska näringsläckaget till sjöar och vattendrag samt till havet. Anläggning av våtmarker är en åtgärd som ingår i miljömålen Myllrande våtmarker och Ingen övergödning och är även en del i åtgärdspaketet inom Baltic Sea Action Plan (BSAP).

Tack till de handläggare och tjänstemän på kommuner som ställt upp med material och information som har varit värdefull för att kunna utföra uppföljningen. Naturvårdsverket oktober 2009

Anders Johnson

Innehåll

angivna areor i indata från Länsstyrelserna 23 Bestämning av markanvändning för tillrinningsområdet till våtmarker 24

Erfarenheter från framtagning av tillrinningsområdes area och

markanvändning 25 Modellbeskrivning och modelländringar i HBV-NP modellen 26 Olika typer av våtmarker 26 Våtmarksmodellen 27 Framtagning av våtmarksparametrar 29

Kväve 30

Fosfor 31

Erfarenheter från våtmarkskalibreringen 33 Inläggning av våtmarksinformation i modelluppsättningen 33

Jämförelse med tidigare svenska beräkningar av

avskiljningseffektiviteten i våtmarker 51

FÖRBÄTTRINGSFÖRSLAG INFÖR NÄSTA UTVÄRDERING 54

BILAGA 1. ORDLISTA FÖR VÅTMARKER 57

Modellens våtmarkstyper 57 Modellens våtmarksparametrar 57

Sammanfattning

Naturvårdsverket har gett SMED i uppdrag att beräkna effekten av anlagda våtmarker på belastning av kväve och fosfor från södra Sverige (från söder om Dalälven till norska kusten). Våtmarker har skapats i Sverige med olika stöd, dels med landsbygdsstöd, LBU-stöd (delvis med EU-medel), och dels inom lokala investeringsprogram (LIP). Våtmarker, för vilka det har sökts olika typer av LBU-stöd finns sammanställda i Jordbruksverkets databas Ararat. Våtmarkscentrum har sammanställt register över våtmarker med LBU- och LIP-stöd fram till 2002. Dessutom har vi begärt och fått mer ingående våtmarksinformation från ett antal länsstyrelser. Beräkningarna omfattar våtmarker anlagda under perioden 1996-2006.

Effekten av de anlagda våtmarkerna både på tillförseln till havet och på den lokala närsaltbelastningen har beräknats med hjälp av HBV-NP modellen, som finns uppsatt för hela Sverige. Beräkningarna har gjorts för tidsperioden 1985-2006 för att kunna bedöma våtmarkernas effekt oberoende av mellanårsvariationer i vädret (flödesnormalisering). Genomförandet har inneburit ett stort antal steg: insamling av våtmarksdata, kontroll och rensning av dubbletter samt en unik lagring av data, automatisk framtagning av tillrinningsområde och markanvänd-ningar samt anpassmarkanvänd-ningar av detta, insamling av våtmarker med mätdata, kalibrering av dessa och framtagning av generella våtmarksparametrar för södra Sverige, modellanpassningar, inläggning av våtmarksdata i modelluppsättningen, modellkörningar med våtmarker inlagda och osäkerhetsbedömningar av olika indata och modellantagande samt framtagning av resultat och figurer. Våtmarker-nas effekt har beräknats som skillnaden mellan modellresultat utan och med anlagda våtmarker.

Följande uppgifter krävs för att göra modellkörningar av våtmarker: våtmarks-area och -djup, läge för våtmark, typ av våtmark, storlek och markanvändning för våtmarkens tillrinningsområde. Många av dessa uppgifter saknas för våtmarkerna, vilket har inneburit att vi fått ta fram metodik för att på olika sätt uppskatta dem. Det största arbetet har rört tillrinningsområdet – både storlek och markanvändning.

Avsaknaden av väsentliga data medför att osäkerheten i våtmarksinformationen blir stor och därför har vi utfört ett antal känslighetstester, som kan ge en

uppfatt-Resultaten kan sammanfattas enligt följande, med reservation att fosforavskilj-ningen i beräkningarna troligen överskattats:

x Under perioden 1996-2006 har det anlagts 1 574 st våtmarker i södra Sverige med en total area av 4 135 ha, enligt registrerade ansökningar. x Den sammantagna lokala avskiljningen i anlagda våtmarker i södra

Sverige är 140 ton/år för kväve och 12 ton/år för fosfor, enligt mest rimliga antaganden för att beskriva våtmarkens karaktär och potential (s.k. ’best guess’).

x Effekten på den totala tillförseln till havet för hela södra Sverige är lägre på grund av retention i sjöar och vattendrag; 110 ton/år för kväve och 9 ton/år för fosfor. Den högsta effekten uppnås i sydligaste Sverige på grund av relativt hög avrinning, hög belastning och frånvaron av större sjöar.

x Den totala transporten från land till hav i södra Sverige har minskat med < 0.2 % för kväve och 0.5 % för fosfor som en effekt av de anlagda våtmarkerna.

x Osäkerheter i indata och modellantaganden är stora. Den största differensen i avskiljning enligt de olika känslighetstesterna rör extrema belastningsändringar i tillrinningsområdet för kväve och

tillrinningsområ-dets storlek för fosfor. Om alla våtmarker är belägna så att tillrinningsom-rådena har de mest läckande grödorna och

markanvändningarna i respek-tive beräkningsområde minskar den totala transporten till havet med 0.5 % för kväve (350 ton/år) respektive om tillrinningsareorna i alla våtmarker ökar 25 gånger minskar den totala transporten till havet med 2 % för fosfor (40 ton/år). Detta visar att även med extrema antagande om tillrinningsom-rådena är effekten av

våtmarker på den totala transporten till havet liten. Våra erfarenheter är att:

x Viktig våtmarksinformation för bedömning av effekten på

närsalttransport saknas för många våtmarker som anlagts 1996-2006. x Lantmäteriets höjddatabas har för låg upplösning både spatialt och i höjd

för säker framtagning av tillrinningsområden till dessa små våtmarker, vilket inneburit omfattande manuell kontroll och hydrografiska antaganden.

x Våtmarker med mätdata är få och visar stor spridning i effektivitet som inte går att koppla till annan information. Detta medförde en relativt stor spridning i framtagna våtmarksparametrar och omöjliggjorde

framtagning av regionala parameteruppsättningar.

x Modellens beskrivning av fosforavskiljningen i våtmarker behöver beskrivas bättre. Den baseras idag på totalfosfor på grund av brist på mätdata uppdelade på fraktioner för partikulärt och löst fosfor, vilket gör att det är svårt att ta fram och testa bättre modellfunktioner som bättre

x Inom SMED beräknas jordbruksmarkens läckage i form av regionala årsmedelkoncentrationer för grödor. Detta är inte tillräckligt noggrant för denna typ av analys. De variationer i koncentrationer i tiden som finns i verkligheten samt i mätdata från våtmarker, som vi kalibrerar på, skiljer sig från modellens dynamik. Detta får till följd att de våtmarksparametrar som vi tagit fram baserat på mätdata överskattar fosforavskiljningen i våtmarksanalysen.

x Effekten av våtmarker visar högst känslighet för våtmarkens tillrinnings-area och markanvändning. Den informationen måste finnas tillgänglig för bättre uppskattningar av våtmarkers effekt i framtiden. Likaså är uppe-hållstiden känslig för våtmarkens effektivitet att avskilja näringsämnen. Vår rekommendation är:

x För uppföljning av avskiljningseffekten av tillkommande våtmarker är det viktigt att samla in och sammanställa information om dessa i ett register. För effektbedömning med modell är följande våtmarksinformation viktig: belägenhet som koordinat och gärna som våtmarkspolygon, våtmarksarea och -djup (medel), tillrinningsområdets storlek (helst som polygon) och gärna arealer för olika markanvändning i tillrinningsområdet samt typ av våtmark (t.ex. sidodamm).

Summary

The Swedish Environmental Protection Agency asked the SMED consortium to estimate the effect of constructed wetlands on Nitrogen and Phosphorus load for Southern Sweden. Wetlands have been constructed in Sweden by using various subsidies from programmes for rural development (LBU) and local investments (LIP). Wetlands, for which subsidies have been proposed, are registred in various databases (the Arat database at the Swedish Board of Agriculture and at the Wetland centre). In addition, we have asked and received more detailed information from a number of County Boards. The material includes wetlands constructed during the period 1996-2006.

The effect of wetlands, both for nutrient transport to the sea and the local load was calculated by using the HBV-NP model, which has been applied for the entire country of Sweden. The calculations were made for the time-period 1985-2006 to judge the wetland impact without the bias from inter-annual variability in weather.

The project work was divided into many steps: collection of wetland data, control and removal of duplicates and unique data storage, automatic routines for definition of catchment area and its land use (including control and adjustments), collection of wetlands with empirical time-series of water discharge and

concentrations at inlet and outlet, calibration of wetland nutrient model for these and definition of general parameters for southern Sweden, adjustments of the national model concept (HBV-NP), incorporation of wetland characteristics and adjustments of the HBV-NP model input data, model calculations including wetlands and estimation of uncertainties related to major assumptions, and, finally, result extraction and visualisation. The wetland effect is calculated as the

difference between model results with and without wetlands included.

The following information is requested to include wetlands in the HBV-NP model: wetland area and depth, wetland position, wetland type, size and land use of cacthment area to the wetland. Most of this information is missing for the wetlands, which means that we have elaborated methods to estimate the data. The largest work was to estimate catchment area and its land use for each wetland. The

consequence of the missing data is high uncertainty and this is why we performed a large number of sensitivity tests; to show the impact from various assumptions on missing variables on the calculated wetland effect.

The results are summarised as follows, but with the reservation that the removal of phosphorus is probably overestimated in the calculations:

x During the period 1996-2006 there has been a construction of 1 574 wetlands in Southern Sweden, covering a total area of 4 135 ha, according to the registered proposals.

x The total local removal in these wetlands is 140 ton/yr for Nitrogen and 12 ton/yr for Phosphorus, according to the most realistic assumptions to describe the character and potential of the wetlands (i.e. best guess).

ton/yr for Phosphorus. The wetland removal is highest in the very south of Sweden where the water discharge and concentrations are high, and with few lakes in the river system.

x The total transport from land to the sea from south of Sweden was reduced by < 0.2% for Nitrogen and 0.5 % for Phosphorus as an effect of the constructed wetlands.

x The sensitivity tests have shown that the largest reduction of Nitrogen is found for extreme changes of load to the wetland and extreme changes in catchment area for Phosphorus. At best a reduction of the total transport to the sea can be 0.5 % for Nitrogen (350 ton/year) and 2 % for

Phosphorus (40 ton/year).

Conclusions and experiences from the work:

x Important information to estimate the effects of wetlands on nutrient load is often missing for the wetlands constructed during 1996-2006.

x The Swedish mapping, cadastral and land registration authority’s digital elevation model has too low resolution both spatially and in height for quality assured estimates of catchment areas to these small wetlands, which resulted in a lot of manual control work and assumptions based on hydrographic interpretation.

x Wetlands with monitoring programs are few and show a large scatter in reducing capacity, which was not possible to relate to other information. This resulted in a subsequent scattered set of parameters for wetland model coefficients, without possibilities for more defined regional parameters.

x In general, phosphorus reduction was difficult to capture and thus the model needs to be improved.

x Within the SMED consortium the leaching from arable land is calculated as annual average concentrations for entire agricultural regions. This is not detailed enough for this analysis of small wetlands. The observed fluctuations in concentration are very different from the modeled inflow to wetlands. This difference results in an overestimation of wetlands effects for Phosphorus.

Inledning

Anläggning av våtmarker är en åtgärd för att minska tillförseln av näringsämnen till våra vattendrag och sjöar samt till havet. Enligt det nationella miljömålet Myllrande våtmarker skall det i odlingslandskapet anläggas eller återställas minst 12 000 ha våtmarker och småvatten fram till år 2010. Det är också en åtgärd, som är aktuell för miljömålet Ingen övergödning, för att uppnå Sveriges andel inom Baltic Sea Action Plan samt för de åtgärdsprogram som tagits fram inom vattenförvaltningen.

Våtmarker har skapats i Sverige med olika stöd, dels med landsbygdsstöd, LBU-stöd (delvis med EU-medel), och dels inom lokala investeringsprogram (LIP). Våtmarker som det sökts olika typer av LBU-stöd för under stödperioden 1996-2000 och 2000-2006, har sammanställts av Jordbruksverket i en databas benämnd Ararat. Under perioden 1998 till 2002 var det även möjligt för kommuner att söka pengar till våtmarksanläggning från Naturvårdsverket inom lokala investe-ringsprogram. Våtmarkscentrum (Naturvårdsverket, 2004) har sammanställt ett register över våtmarker med LBU- och LIP-stöd i odlingslandskapet och dagvatten-dammar fram till 2002. För perioden 2002-2006 uppgår den totala kostnaden för LBU-våtmarkerna till 830 miljoner kronor inklusive skötselersättning i 20 år på 3 300 kr/ha och år (Andersson m.fl., 2009). Kostnaderna har fördelats jämnt på biologisk mångfald och kväveretention. Inom ramen för LIP har 500 miljoner kronor använts till olika våtmarksprojekt enligt Våtmarkscentrum (Naturvårdsver-ket, 2004) varav 303 miljoner kr för naturvårdsprojekt. Ca hälften av dessa har varit våtmarksåtgärder, dvs. storleksordningen 150 miljoner kr.

Inför den svenska rapporteringen till HELCOM Pollution Load Compilation 5 (PLC5) har HBV-NP modellen satts upp för hela Sverige för att bl.a. beräkna transport av kväve och fosfor till Östersjön (Brandt m.fl., 2008). I dessa PLC5 beräkningar finns olika hydrologiska indelningar. I den finaste skalan – delav-rinningsområden – återfinns indata såsom markanvändningsarealer, utsläpp från reningsverk, industrier och enskilda avlopp samt dagvatten. I genomsnitt är delavrinningsområdena 35 km2. Nästa nivå i indelningen är de s.k. PLC5-områdena, vars areor ligger i storleksordningen 250-400 km2 i södra Sverige. HBV-NP modellen har satts upp på PLC5-områdesskalan, vilket innebär att avrinning och retention har beräknats i den skalan. PLC5-uppsättningen har sedan förfinats längs kusterna för att anpassa den till vattenförvaltningens kustvattenföre-komster inom HOME Vatten, ett modellsystem för klassificering och åtgärds-simulering där HBV-NP modellen ingår. Med den senare uppsättningen som underlag har en ny modelluppsättning tagits fram, där de våtmarker som sammanställts i detta projekt har lagts in.

Syftet med detta projekt har varit att beräkna avskiljningen av kväve och fosfor i de anlagda våtmarkerna mellan 1996 och 2006 i södra Sverige. Eftersom det inte finns omfattande mätningar har vi uppskattat effekten genom att jämföra modellberäk-ningar med respektive utan våtmarker inlagda i HOME Vattens modelluppsättning. Våtmarksavskiljningen har beräknats med en våtmarksmodul, som kalibrerats med hjälp av mätdata från ett antal våtmarker. I övrigt har modelluppsättningarna varit identiska. Beräkningarna har gjorts för tidsperioden 1985-2006 för att kunna bedöma våtmarkernas effekt oberoende av mellanårsvariationer i vädret.

Genomförande

Utvärderingen av de anlagda våtmarkernas effekt på belastningen till havet har utförts i ett antal steg, som inneburit:

x insamling av uppgifter om anlagda våtmarker från olika källor, rensning av dubbletter och lagring i ett våtmarksregister

x automatisk framtagning av tillrinningsområde till anlagda våtmarker med hjälp av GIS-metodik

x tester och anpassning av metoden

x utveckling av metod för att lägga in de anlagda våtmarkernas uppgifter till HBV-NP modellens uppsättning

x insamling av mätdata från anlagda våtmarker

x kalibrering av modellen med mätdata från anlagda våtmarker och val av våtmarksparametrar för kväve och fosfor

x modellanpassningar

x modellkörningar med och utan anlagda våtmarker x framtagning av osäkerheter hos olika indata och variabler x modellkörningar för osäkerheter hos olika indata och variabler x resultatsammanställning och visualisering

x utvärdering

Insamling av våtmarksdata

Uppgifter som krävs för att lägga in våtmarker i HBV-NP modellen är: x våtmarksarea

x djup x belägenhet x typ av våtmark

x storlek på våtmarkens tillrinningsområde x tillrinningsområdets markanvändning

Våtmarker anlagda mellan 1996 och 2006 har insamlats från flera databaser, från Jordbruksverket (våtmarker med LBU-stöd), från Våtmarkscentrum (våtmarker med LIP-stöd och LBU-stöd fram till 2002) och slutligen har ett antal länsstyrelser (AB, H, I, M, O) levererat uppgifter direkt till projektet efter förfrågan. Det finns således en viss överlappning mellan de olika leveranserna. Jordbruksverkets utdrag ur databasen Ararat omfattar ca 2 000 våtmarksobjekt med enbart uppgift om läge och area. På grund av olika stöd är en del av våtmarkerna uppdelade i flera objekt. Våtmarkscentrums databas omfattar ca 1 100 våtmarksobjekt varav ca 270 st våt-marker med stöd från LIP. Från länsstyrelserna har vi erhållit ca 1 160 st våtmar-ker, som fått LBU- och LIP-stöd, dvs. inte enbart åtgärd för ren jordbruksmark utan även för biologisk mångfald liksom för enstaka dagvattendammar.

I insamlade data har våtmarkernas geografiska läge representerats på olika sätt: x i materialet från Länsstyrelserna fanns flertalet våtmarker representerade

som en punkt med kända koordinater (ca 1 160 st). Dessutom fanns GIS-skikt med polygoner som visar det exakta läget för ca 925 av

våtmarkerna

x materialet från Jordbruksverket och Våtmarkscentrum bestod av enbart Excelfiler. Uppgifter om läge fanns för vissa våtmarker i form av koordinater, för andra var de angivna som ID-nr för jordbruksblock. För vissa våtmarker saknades dock uppgifter om läge (ca 150 st) och för ett mindre antal (ca 25 st) var uppgifterna angivna i ett lokalt koordinat-system. Det fanns inte möjlighet att inom projektets ram transformera dessa till RT90-koordinater. För de våtmarker där endast jordbruksblock fanns angivet, togs den ”våtaste punkten” fram, dvs. den punkt inom blocket som har störst tillrinning. Denna punkt användes därefter för att beteckna våtmarkens läge i de fortsatta beräkningarna. Detta innebär alltså ett antagande om att våtmarken är placerad i den våtaste delen av blocket.

Eftersom ett ganska stort antal våtmarker fått olika typ av stöd, t.ex. anläggnings-bidrag och skötselanläggnings-bidrag, förekommer en mängd dubbletter i materialet. Dessutom finns samma våtmarker i många fall både i filerna från Jordbruksverket, Våtmarks-centrum och i materialet från länsstyrelserna. Utsorteringen har gjorts geografiskt, dvs. våtmarkerna har plottats upp, deras läge har jämförts och dubbletter har tagits bort. 350 våtmarker fanns både i materialet från länsstyrelserna och från Jordbruks-verket/Våtmarkscentrum. Eftersom informationen från länsstyrelserna var mer heltäckande användes uppgifterna därifrån i första hand. Det är dessutom inte uteslutet att våtmarker för vilka uppgifter om läge saknas i en leverans trots allt finns med i det material som sedan använts, eftersom de kan förekomma i en annan leverans. Tre rapporterade våtmarker är belägna i Dalälvens tillrinningsområde och en nära Söderhamn, dvs. i tillrinningsområdet till Bottenhavet. Dessa har inte medtagits i den senare analysen.

I det våtmarksregister som upprättats inom detta projekt finns 1 574 våtmarker (4 135 ha) med unika identiteter, när dubbletter rensats ut (se figur 1).

Figur 1. Röda punkter visar våtmarker för vilka data kommer från länsstyrelserna, blå punkter visar läget för de våtmarker där data enbart kommer från Jordbruksverket och Våtmarkscentrum. I bakgrundskartan visas skog i grönt och öppen mark är gul.

Tillrinningsområdet har automatiskt tagits fram med hjälp av GIS-metodik baserat på Lantmäteriets höjddatabas liksom markanvändning (baserat på PLC5-indata). Det har dock krävts en anpassning av metoden, vilken beskrivs nedan.

Markanvändningen har använts för att beräkna det tillrinnande vattnets

medelkoncentration av kväve och fosfor och är tillsammans med simulerat flöde ett mått på tillrinningsområdets belastning på våtmarken, och i sin tur dess renings-effektivitet. Metodik för bestämning av markanvändning beskrivs nedan.

För mer än hälften av våtmarkerna saknas uppgifter om våtmarkstyp och medeldjup finns enbart angivet för ett litet antal våtmarker. Där dessa saknas har vi fått ansätta dem enligt vissa framtagna regler.

Bestämning av våtmarkers tillrinningsområde

Metodik för automatisk avgränsning av tillrinningsområden

Programmet ArcHydro har använts för att från Lantmäteriets digitala höjddata-modell ta fram tillrinningsområden utifrån våtmarkens position. Den digitala höjdmodellen representeras som en grid med 50 meter mellan mätpunkterna. Då den togs fram av Lantmäteriet var syftet att den skulle användas vid framställning av ortofoton. Underlag för modellen kommer bland annat från höjdkurvor som digitaliserades från kartor, höjdprofiler som digitaliserades från glasplåtar samt höjdprofiler som lagrats på magnetband. Höjdmodellens noggrannhet, medelfel, är ca två meter, vilket innebär en stor osäkerhet i analysen, speciellt i

jordbruksområden som ofta är relativt flacka.

I ArcHydro finns möjlighet att justera höjddata för att förbättra möjligheterna att få fram ett så korrekt tillrinningsområde som möjligt. Detta görs t.ex. genom att felaktiga sänkor i höjdmodellen fylls. Vidare kan man ”bränna ner” vattendrag, för att säkerställa att vattendragen ligger lägre än den närmaste omgivningen. Detta senare testades, men medförde oönskade bieffekter och därför användes inte den funktionen.

Som utgångspunkt för avgränsningen av tillrinningsområden angavs våtmarks-polygonen i de fall en sådan fanns tillgänglig. I andra fall utgick man från en punkt; angivna koordinater användes då sådana fanns och om även denna information saknades användes koordinaterna för våtaste punkten som beskrivits ovan. För att säkerställa att hela polygonen inkluderades i avgränsningen svälldes polygonerna med 25 meter, vilket motsvarar en halv pixel. Även punkterna svälldes med 25 meter (se figur 2).

Figur 2. Automatisk avgränsning utgående från våtmarkspolygoner. Röda punkter visar våt-markernas läge enligt koordinater, ljusgula områden visar våtmarkspolygonernas läge. Det blå området motsvarar den 25 meter breda zon som lades till våtmarkerna. Orange områden visar tillrinningsområdena med automatisk framtagning. Observera att det orange området i söder utgör ett angränsande tillrinningsområde.

För majoriteten av våtmarkerna från länsstyrelserna fanns polygoner som visar våtmarkens läge, och dessa användes för att avgränsa tillrinningsområdena. Eftersom punkter med kända koordinater fanns för de flesta våtmarker kunde vi jämföra punktens läge med polygonens läge, och det visade sig att punkten i många fall låg strax utanför våtmarken. I de fall enbart en punkt har använts för att göra avgränsning av tillrinningsområdet finns alltså en risk att våtmarkens läge inte är exakt. Figur 3 visar ett exempel på detta.

Figur 3. Den blå punkten visar våtmarkens läge (liggande på en höjd) enligt angivna koordinater. Det blå/gröna området visar våtmarkspolygonens läge. Avståndet mellan punkten och

våtmarkspolygonen är ca 70 m. Avgränsning av tillrinningsområde har gjort med utgångspunkt från polygonen.

De våtmarker för vilka data samlats in finns i hela södra Sverige (figur 1), vilket medför att stora datamängder hanteras. En länsvis uppdelning av data gjordes när tillrinningsområdena togs fram, eftersom ArcHydro inte kan hantera så stora datamängder. Kartskikt som visar flödesriktning togs fram utgående från höjdmodellen. Dessa ligger till grund för avgränsningen av tillrinningsområden. Figur 4a-c visar ett exempel på höjdmodell, flödesriktningsbild samt avgränsade

Figur 4a. Höjdmodell över ett område norr om Ystad. Röda punkter visar våtmarkernas position.

Figur 4b. Flödesriktningsbild som ligger till grund för avgränsningen av tillrin-ningsområden, samt fram-tagna tillrinningsområden.

Figur 4c. Tillrinningsområden med översiktskarta som bakgrund.

De första försöken att göra automatiska avgränsningar av tillrinningsområden var dock problematiska. Förutom de systematiska fel som beskrivs nedan uppstod problem till exempel på grund av att en våtmark i många fall är uppdelad i ett flertal polygoner, vilket får till följd att flera tillrinningsområden bildas. Dessa måste då slås ihop, vilket kräver manuell kontroll.

Anpassning av automatisk avgränsning av tillrinningsområde Inledningsvis togs tillrinningsområden till ca 100 våtmarker från länsstyrelse-materialet fram med automatisk metodik och kontrollerades med hjälp av terrängkartan. Den automatiska metoden utgår enbart från höjddata och de framtagna tillrinningsområdena visade ett antal systematiska fel. Ett antal tillrinningsområden skar t.ex. genom vattendrag. Att tillrinningsområden skär vattendrag borde naturligtvis inte vara möjligt. Anledningen är förmodligen att höjdmodellen är av sådan kvalitet att den ger upphov till fel i den flödesriktnings-bild som framställs ur höjddata. Vattendelare uppkommer således på fel ställen, vilket ger upphov till denna typ av problem. Ett annat fel var att våtmarker som mynnade i rör/dike i ett vattendrag erhöll tillrinningsområden på båda sidorna om vattendraget och fick formen som fjärilsvingar.

För att minska osäkerheten vid framtagning av våtmarkernas tillrinningsområde delade vi därför in samtliga våtmarker där nödvändig information fanns i tre grupper nedan kallade klass 1, 2 och3 och ansatte regler för dessa:

1) För våtmarker som benämns ’i vattendrag’ eller ’sidodamm’ utgörs tillrinningsområdet av hela ån eller bäckens tillrinningsområde (figur 5a). Löses genom manuell kontroll att hela vattendragets

tillrinnings-2) För våtmarker som klassats som ’dränering, rör’ och där våtmarken mottar vatten från diken osv., vilket sedan dräneras till vattendraget får man i regel med tillrinningsområde på båda sidorna av vatten-draget. Detta löses genom att det automatisk framtagna tillrinnings-området delas vid vattendraget och genom att skära bort delen med den minsta arean (ett antagande vi gjort för att i alla fall inte under-skatta tillrinningsområdet) (figur 5b).

3) För våtmarker som klassas som grundvatten, rör och som ligger långt från vattendrag används den automatiska avgränsningen utan anpassningar.

Figur 5a. Tillrinningsområden för våtmarker av typ 1 (blå punkter). Bruna områden visar tillrinningsområden före editering, orangeröda områden visar tillrinningsområden då hela

Figur 5b. Tillrinningsområde för våtmark av typ 2 (blå punkt). Det automatiskt framtagna tillrinningsområdet skar ett vattendrag och delades därför manuellt längs vattendraget;

det i många fall var fråga om mindre vattendrag som inte finns i SVAR-databasen. Det var då nödvändigt att använda terrängkartan och i vissa fall fastighetskartan, och de finns tillgängliga bara som bakgrundsbilder, dvs. vattendragen kunde inte användas för analyser. Det digitaliserade området användes som indata för en kompletterande avgränsning av tillrinningsområdena och resultaten sattes samman med dem som erhållits tidigare för själva våtmarkspolygonen. Detta illustreras i figur 5a.

Även för våtmarker av klass 2 gjordes försök att låta vattendrag skära av polygonen automatiskt, men liksom för klass 1 fungerade det inte på grund av begränsningar i SVAR-data, varför tillrinningsområdena fick delas manuellt.

Vägar skär ofta av dräneringen och diken längs dem kan leda bort vatten, men vi bedömde det inte realistiskt att göra försök till avpassningar för att ta hänsyn till det.

Våtmarker som ligger som ett pärlband längs ett vattendrag skulle kräva att hela modelluppsättningen delades upp med ett delområde för vardera våtmark för att vara möjlig att beräkna effekten av på ett helt riktigt sätt. Dessa våtmarker får delvis överlappande tillrinningsområden och vi har löst det så att våtmarkernas area summeras och får det största tillrinningsområdet, dvs. tillrinningsområdet till den längst ner belägna våtmarken.

Uppgifter om typ (enligt klass 1, 2 och 3) av våtmark finns för knappt 800 av länsstyrelsevåtmarkerna och för ca 25 % av övriga våtmarker, dvs. för ca 1 000 våtmarker. För resterande våtmarker har vi använt automatisk avgränsning utan dessa regler, vilket ökar osäkerheten. Manuella kontroller mot kartan har dock gjorts för de resterande våtmarkerna och uppenbara felaktigheter har rättats till. Den automatiska avgränsningen gav såväl för små områden som för stora. Figur 6 visar ett extremt exempel där den automatiska avgränsningen resulterat i för stort område.

Figur 6. Jämförelse av automatisk avgränsning och manuell avgränsning. I detta fall har den automatiska metoden lett till en kraftig överskattning. Det orangeröda området visar det

automatiskt avgränsade området, där de tre våtmarkernas tillrinningsområden slagits samman till ett stort. De bruna områdena visar manuellt framtagna tillrinningsområden.

Jämförelse av automatiskt framtagna tillrinningsområden med angivna areor i indata från Länsstyrelserna

Figur 7. Variation i kvot mellan angivet tillrinningsområde och automatiskt framtaget tillrinnings-område. För 106 våtmarker (den största stapeln) var det i länsstyrelsematerialet angivna tillrinningsområdet ca 5 ggr större än det med automatik framtagna. För 31 st tillrinningsområden var kvoten 1 och alltså en överensstämmelse mellan det i länsstyrelsematerialet angivna och det med automatik framtagna.

Bestämning av markanvändning för

tillrinningsområdet till våtmarker

Som indata till HBV-NP modellen krävs markanvändningsinformation för våtmar-kernas tillrinningsområde som underlag för att beräkna belastningen på våtmarken. För varje våtmarks tillrinningsområde har uppgifter om markanvändning tagits fram. Marktäckedata kommer ursprungligen från Röda kartan samt grödor från 2005 års IAKS-data1. Jordart, lutning och fosforklass för jordbruksmarken kommer från PLC5:s markanvändningsdata på delavrinningsområdesnivå för huvudav-rinningsområden och HOME-Vattenindelning för det kustnära området.

Ett tillrinningsområde kan bestå av delar belägna i olika delavrinningsområden, som i sin tur kan ha olika jordarts-, fosfor- och lutningsklasser. För varje tillrin-ningsområde har arean bestämts för varje förekommande kombination av gröda, jordart, lutnings- och fosforklass för jordbruksmarken samt arean för skog, myr, övrig öppen mark och tätort. Tillrinningsområdena bör normalt inte kunna skära vattendelare och gå in i flera PLC5-områden, vilket dock noterades i ett flertal fall (se t.ex. figur 8). I de flesta fall rörde det sig om små områden längs kanterna av de avgränsade tillrinningsområdena, vilket kan bero på ”pixligheten” hos höjddata med relativt låg upplösning. Ibland rör det sig dock om större områden.

0 20 40 60 80 100 0,1 0,25 0,5 0,75 1 5 25 50 75 100

Kvot mellan angivet tillrinningsområde och automatiskt framtaget

An ta l >100 0 20 40 60 80 100 0,1 0,25 0,5 0,75 1 5 25 50 75 100

Kvot mellan angivet tillrinningsområde och automatiskt framtaget

An

ta

l

Figur 8. Orange områden visar automatiskt framtagna tillrinningsområden. Blå punkter är våtmarker. Gröna linjer visar gränser för delavrinningsområden, lila linjer visar

beräkningsområden (PLC5-områden). I södra delen av tillrinningsområdet överensstämmer de två uppdelningarna och de lila linjerna ligger ovanpå de gröna.

I den fortsatta behandlingen av de automatiskt framtagna tillrinningsområdena har områden som skär in i angränsande PLC5-områden listats. Det deltillrinningsom-råde som är störst har sparats för den fortsatta analysen, medan

tillrinningsområ-avgränsningen av tillrinningsområden. Ett sådant exempel är de fall då tillrinnings-områden skär vattendrag.

Lantmäteriet har nu inlett sitt arbete med att ta fram en ny rikstäckande höjd-modell, baserad på laserskannade data. Det tätaste grid man planerar kommer att ha ca 2,5 m mellan gridpunkterna (Lysell och Lithén, 2009). Om denna typ av data hade varit tillgänglig för projektet hade en betydligt noggrannare avgränsning av tillrinningsområden kunnat genomföras. Men den högre noggrannheten skulle också ha inneburit ökade datamängder, vilket kunde ha gjort beräkningarna än mer tidskrävande.

Modellbeskrivning och modelländringar i

HBV-NP modellen

HBV-NP modellen består av en hydrologisk modell, HBV, med kopplade moduler för att beräkna kväve- och fosfortransport, retention och källfördelning. I HBV modellen beskrivs de hydrologiska processerna från det nederbörden faller på marken till avrinning från ett område (Lindström m.fl., 1997). Vattentransporten simuleras från delområde till delområde längs vattendraget tills vattnet når havet. I NP-modulerna summeras kväve- och fosformängder från alla källor (såsom punktkällor och diffus belastning) samman och deras transport simuleras vidare i åar, vattendrag och sjöar. Tidsteget är 1 dygn, men beräkningarna görs i regel för flera år för att få fram flödesnormaliserade resultat. Retentionen av kväve och fosfor simuleras i mark- och grundvatten, i vattendrag och i sjöar med hjälp av ekvationer med parametrar som kalibreras mot mätdata. Modellen beskrivs utförligt i HBV-NP manualen (Pers, 2007) och med tillämpningar i Brandt m.fl. (2008) samt Andersson m.fl. (2005).

Modellen finns uppsatt för PLC5- och HOME Vatten2-belastningsberäkningar för hela Sverige och är kalibrerad/validerad mot mätdata. I den versionen finns inte anlagda våtmarker inlagda. Effekten av dem finns indirekt med i markretentionen, men deras avskiljning är i stort sett försumbar jämfört med den stora markreten-tionen från jordbruksmark.

Olika typer av våtmarker

Våtmarkens funktion för avlägsnande av kväve och fosfor är beroende av bl.a. inflödet av vatten och näringsämnen till våtmarken. I HBV-NP finns möjlighet att lägga in våtmarker på olika sätt. I den ursprungliga modellversionen fanns enbart tre sätt, men dessa har utökats och en omskrivning av modellen för detta projekt har skett för att kunna hantera våtmarker med olika placering i landskapet och med möjligheten att lägga in flera våtmarker i samma område utan att göra om grund-modelluppsättningen för vattendraget och dess avrinningsområdesuppdelning. Det som skiljer våtmarkstyperna åt är mängden vatten och främst den koncentration vattnet har som rinner in i våtmarken. I tidigare modellversioner användes hela

beräkningsområdets framräknade medelkoncentration för tillflödet till våtmarken, men modellen har i projektet skrivits om så att tillflödet får en koncentration baserat på tillrinningsområdets markanvändning, dvs. om tillflödet enbart kommer från jordbruksmark får det en högre koncentration än om tillflödet kommer från en blandad markanvändning bestående av t.ex. skog och jordbruksmark.

En ordlista för modellens våtmarkstermer finns i bilaga 1. En av våtmarks-typerna, som finns i originalversionen är benämnd iwet. Den tar emot en del av den lokala avrinningen inom det delområdet. Den kan inte placeras på ett specifikt ställe inom delområdet utan kommer att ta emot vatten med en medelkoncentration från hela delområdet. Inflödet kommer att vara proportionellt mot den lokala tillrinningen i delområdet baserat på våtmarkens tillrinningsområdesarea jämfört med delområdets area.

Inom projektet har två nya våtmarkstyper infogats, benämnda swet och lpwet. Våtmarkstypen swet tar emot en del av den lokala avrinningen inom det delom-rådet. Inflödet av vatten beräknas på samma sätt som för iwet, medan koncentra-tionen på inflödet är annorlunda. Till skillnad från en iwet tar en swet emot vatten från en specifik del av delområdet genom att den har specificerad markanvändning i sitt tillrinningsområde (vilket ger en specifik koncentration). Utsläpp från

enskilda avlopp och atmosfärsdeposition på lokala sjöar kommer också nå våtmarken.

Lpwet är en sidovåtmark inom ett delområde. En sidovåtmark tar bara emot en

andel av vattnet från dess tillrinningsområde. För en lokal sidovåtmark specificeras markanvändningen i tillrinningsområdet på samma sätt som för en swet. Utsläpp från enskilda avlopp och atmosfärsdeposition på lokala sjöar kommer också nå våtmarken.

Våtmarksmodellen

En modellerad våtmarks näringsämnesbelastning (mängden inflödande vatten och koncentrationen av näringsämnen i vattnet) bestäms av hur stort tillrinningsom-rådet är och vilken markanvändning, jordart samt grödofördelning i jordbruksmar-ken som finns inom tillrinningsområdet. För våtmarker med tillrinningsområden med specificerad markanvändning (swet och lpwet) har en separat beräkning i modellen tagits fram i projektet för att bestämma koncentrationen på deras inflöde.

Alla våtmarkstyper tar emot den beräknade näringsbelastningen och i modellen simuleras den dagliga våtmarksavskiljningen av kväve och fosfor varefter resulterande utflöde och koncentration fås.

Våtmarkerna antas vara fullständigt omblandade och transformationsprocesser-na agerar på hela vattenvolymen och näringsämnespoolen. Ämnetransformationsprocesser-na oorganiskt kväve, organiskt kväve och totalfosfor simuleras. De tre transformationsprocesser-na är avskiljning av oorganiskt kväve, sedimentation av totalfosfor och frigörande av totalfosfor. Transformationsprocesserna antas inte påverka förhållandet mellan löst reaktivt fosfor (SRP) och partikulärt fosfor (PP), då fosforvåtmarksmodulen för närvarande enbart simulerar totalfosfor.

Avskiljning (retention) av oorganiskt kväve, som orsakas av denitrifikation är en funktion av våtmarkens area, koncentration av oorganiskt kväve och luft-temperaturen. Koncentrationen är i första hand beroende av andel jordbruksmark och grödofördelningen i våtmarkens tillrinningsområde. Grödofördelningen betyder betydligt mer för koncentrationen än jordarten för kväve (Brandt m.fl., 2008). Avskiljningen beräknas med ekvationen:

retention = wret * conc_inorg_wetland * tmean5 * wetland_area

där retention är minskningen av oorganiskt kväve i våtmarken (kg d-1), wret är en kalibreringsparameter, conc_inorg_wetland är koncentrationen av oorganiskt kväve i våtmarken (mg L-1), tmean5 är medellufttemperaturen de senaste 5 dagarna (oC) och wetland_area är våtmarksytan (km2).

Sedimentation av totalfosfor beror på våtmarkens area och koncentration av totalfosfor. Den beräknas med ekvationen:

sedimentation = wsedp * conc_totP_wetland * wetland_area * 103

där sedimentation är minskningen av totalfosfor i våtmarken (kg d-1), wsedp är en kalibreringsparameter, conc_totP_wetland är koncentrationen av totalfosfor i våtmarken (mg L-1) och wetland_area är våtmarksytan (km2).

Frigörande av fosfor från våtmarken ökar totalfosforkoncentrationen. Frigörelsen kan orsakas av upptag av planktonalger som gör att fosforn stannar i vattenmassan, frisläppning av oorganiskt fosfor från sedimenten eller resuspension av partikulärt bundet fosfor. Frigörelsen modelleras med ekvationen:

release = wupt * inflow_conc *4(lake_temp – temp_coeff) _{* wetland_area * 10}3

där release är ökningen av totalfosfor i våtmarken (kg d-1), wupt är en kalibrerings-parameter, inflow_conc är totalfosforkoncentrationen i inflödet till våtmarken (mg L-1),4 och temp_coeff är fasta konstanter, lake_temp är sjötemperaturen beräknad av HBV baserat på medelvärde av lufttemperatur för de senaste 30 dagarna och wetland_area är våtmarksytan (km2). Eftersom temperaturfunktionen

Framtagning av våtmarksparametrar

För att bestämma lämpliga avskiljningsparametrar har vi även sökt efter mätdata från våtmarkers in- och utlopp. Vår strävan inom projektet var att få ta del av mätdata från våtmarker representativa för olika klimat, jordartsförhållande samt grödo-fördelning (olika läckageregioner) i landet. Vi fick tillgång till mätdata från 14 våtmarker i olika delar av landet från kommuner, forskare och konsulter. För att fungera vid en kalibrering för framtagning av parametrar behövs mätdata på in- och utgående koncentrationer minst 1-2 ggr/mån samt mätning/skattning av flöde. Tyvärr visade det sig att ett antal av dessa mätserier hade för få mätningar. Mät-ningar utförda i de 100 utvalda våtmarkerna i Våtmarkscentrums projekt uppfyllde inte heller kravet för kalibrering på grund av för få mätningar. Av de 14 våtmarker-na använde vi till slut data från 6 våtmarker för kalibrering av kväve och fosfor. Det var mätdata från Södra Stene våtmark i Trosaåns avrinningsområde i Södermanland, mätdata från 4 våtmarker i Örekilsälvens avrinningsområde i Dalsland/Bohuslän (Rubbestad, Åboland, Solberg och Kvarnbäcken) samt mätdata från Ormastorp i Rååns avrinningsområde, Helsingborgs kommun. Dessutom fanns sedan tidigare fosforkalibreringar i 3 våtmarker i Skåne (Tonderski m.fl., 2005) samt kvävekalibreringar i 8 våtmarker i Skåne och Halland (Arheimer and Wittgren, 2002). Kalibreringarna har utförts i Excel, där ovanstående ekvationer för transformationer av kväve och fosfor finns inlagda. I tabell 1 redovisas underlagsdata från de våtmarker som har använts för kalibrering av kväve- och fosforavskiljning.

Tabell 1. Underlagsdata för de studerade våtmarkerna, koncentrationerna är årsmedelvärden. Våtmark Area (ha) Djup (m) Tillrinnings-område (km2) Tot-N inflöde (mg L-1) Tot-N utflöde (mg L-1) Tot-P inflöde (mg L-1) Tot-P utflöde (mg L-1) Rubbestad 0.6 0.4 1.2 1.7 1.5 0.08 0.07 Åboland 0.2 0.4 2.9 0.7 0.7 0.03 0.04 Solberg 0.2 0.4 0.6 0.5 0.6 0.03 0.03 Kvarnbäcken, Vågsäter 0.2 0.4 1.6 0.7 0.7 0.05 0.05 S Stene 2.3 0.5 11.5 2.2 2.1 0.11 0.14

använts för kalibreringen. Omstyrningen medförde ändrade avskiljningsförhål-landen.

Först har varje våtmark kalibrerats enskilt och de avskiljningssparametrar som ansågs vara mest optimala för varje våtmark har fastställts. Som slutlig parameter-uppsättning har ett medianvärde av alla kalibreringarna beräknats. De enskilt optimala parametrarna ger ett intervall, som har använts i känslighetstesten. Kväve

Vid kalibreringen ändras parametern wret så att de simulerade kvävekoncentra-tionerna (nitrat) i utgående vatten från våtmarken så väl som möjligt överens-stämmer med mätdata (se exempel från kalibreringen av våtmarken Ormastorp i figur 9).

Figur 9. Graf över den individuella kalibreringen av våtmarken vid Ormastorp i Helsingborgs kommun. Mörkt blå symboler visar den av modellen simulerade koncentrationen av nitrat i utgående vatten från våtmarken, de rosa kvadraterna visar de observerade (uppmätta) värden i utloppet som modellen kalibrerades emot för att få fram parametern wret optimal. Den ljust blå linjen visar simulerad koncentration av nitrat i utgående vatten då parametern wret är angiven som 0.

Den framtagna optimala avskiljningsparametern (areabaserad retentionshastighet

wret) för kväve i respektive våtmark framgår av tabell 2 liksom årsvärde för

kväveavskiljningen med den optimala parametern. Utifrån denna och tidigare kalibrering har vi valt ett medianvärde för våtmarksparametern på 2.8 meter dygn-1 ºC-1, som har fått gälla för hela södra Sverige. I känslighetstesten har vi dessutom använt min- och max-värdet 2.3 respektive 10. I tabell 2 redovisas även årsvärdet på kväveavskiljningen beräknad med den valda medianparametern, för den minsta (min) och den största (max) parametern.

0,0 2,0 4,0 6,0 8,0 10,0 12,0 14,0 16,0 97-09-27 98-04-15 98-11-01 99-05-20 99-12-06 00-06-23 01-01-09 01-07-28 02-02-13 02-09-01 03-03-20 Datum NO3-N ( m g/ l) NO3-N_ut_calc NO3-N_ut_obs 0-läge

Tabell 2. Våtmarksparametrar vid individuell kalibrering för kväve samt avskiljning i våtmarker med olika parameterval.

Våtmark wret optimal (m dygn-1 ºC-1) Retention optimal (kg ha-1 år-1) Retention wret 2.8 (median) (kg ha-1 år-1) Retention wret 2.3 (min) (kg ha-1 år-1) Retention wret 10 (max) (kg ha-1 år-1) Rubbestad 2.8 73 73 61 214 Åboland 10 48 15 13 48 Solberg 7 28 11 9 40 Vågsäter 2.5 7 8 7 26 S Stene 2.5 15 15 14 21 Ormastorp 6 1000 524 440 1496 Tidigare kalibrering (8 våtmarker) (Arheimer and Wittgren, 2002) 2.3 (0.7-12) 29-1186 301-1101

Kväveavskiljningen har beräknats till mellan 7 – 1 000 kg ha-1 år-1 med de optimalt kalibrerade våtmarksparametrarna, medan den vid tidigare kalibreringar för 8 våt-marker i Skåne och Halland varierade mellan 29 och 1 186 kg ha-1 år-1 (Arheimer and Wittgren, 2002). I den tidigare kalibreringen i Halland motsvarade vald median våtmarksparameters min-värde i denna kalibrering. Den höga avskiljningen i de halländska våtmarkerna trots den låga retentionsparametern (2.3), som valdes där, beror sannolikt på att kvävekoncentrationen in i de halländska våtmarkerna ligger betydligt högre (7.5 – 17.1 mg L-1), än i de nu studerade våtmarkerna. Detta indikerar att vi borde ha olika regionala parameteruppsättningar, men antalet våtmarker med mätserier är för få för att ta fram uppsättningar regionalt. Fosfor

Det är svårare att i modellen fånga den naturliga variationen i mätdata för fosfor än för kväve och därför är kalibrering av fosforavskiljningen mer osäker än den för kväve. De använda ekvationerna för sedimentation av totalfosfor med parametern

wsedp och tillförsel av totalfosfor med parametern wupt är hämtade från Tonderski

Vår erfarenhet i projektet är att modellens ekvationer för fosforavskiljning och de provtagningsprogram som finns inte är tillräckliga för att få till en bra kalibrering. Brist hittills på mätdata uppdelade i fraktioner partikulärt och löst fosfor gör det svårt att testa och ta fram lämpliga funktioner för att bättre beskriva t.ex. sedimen-tation av partikulärt fosfor. Ett FORMAS-projekt (2007-2009. Anlagda våtmarkers effekt på fosfortransporten i jordbruksområden) pågår, där ett syfte är att förstå och förbättra ekvationerna för fosforreduktion med hjälp av detaljstudier i två små områden och modellering i flera områden.

Vid kalibreringen av sedimentation av fosfor har för två våtmarker ansatts parametervärde noll då variationen i mätdata fångades sämre då högre värde ansattes. För övriga våtmarker gjordes bedömningen att variationen i fosforkon-centration fångades bäst med värdena 0.001 - 0.05 på parametern wsed. Tillförsel-parametern (wupt) har ansatts värden mellan 0.005 och 0.5 i de olika våtmarkerna vid kalibreringen. Det är framförallt toppar i totalfosforkoncentrationen i mätdata under sommarperioden som kalibreras med wupt. I tabeller 3 och 4 redovisas de olika våtmarkernas kalibrerade parametrar samt beräknad avskiljning.

Tabell 3. Våtmarksparametrar vid individuell kalibrering för fosfor samt avskiljning i våtmarker med optimalt parameterval.

Våtmark wsedp optimal (m dygn-1) wupt optimal (kg ha-1 år-1) Modellberäknad våtmarksretention med optimal parameter (kg ha-1 år-1) Rubbestad 0 0.5 -1 Vågsäter 0 0.005 0 Åboland 0.001 0.04 0 Solberg 0.001 0.05 0 S Stene 0.1 0.005 12 Ormastorp 0.5 0.03 47 3 våtmarker i Skåne (Tonderski m.fl., 2005) 0.09-0.32 0.05-1 17-30

Tabell 4. Fosforavskiljning i våtmarker med olika parameterval.

Våtmark Retention optimal (kg ha-1 år-1) Retention median wsedp 0.09 wupt 0.05 (kg ha-1 år-1) Retention min wsedp 0.005 wupt 0.03 (kg ha-1 år-1) Retention max wsedp 0.5 wupt 1 (kg ha-1 år-1) Rubbestad -1 3 -1 16 Vågsäter 0 0 -3 10 Åboland 0 2 0 6 Solberg 0 1 0 2 S Stene 12 10 0 30 Ormastorp 47 13 0 25 3 våtmarker i Skåne (Tonderski m.fl., 2005) 17-30

Erfarenheter från våtmarkskalibreringen

För 10 av de anlagda våtmarkerna har vi gjort ett specialuttag ur modellen (utfört för FORMAS-projektet), där vi kan studera simulerad in- och utkoncentration för de enskilda våtmarkerna. För tre våtmarker finns mätdata, där vi kan jämföra simulering och mätdata. I två av dessa våtmarker är simulerade kväve- och fosforkoncentrationer underskattade och i den tredje våtmarken överskattade jämfört med mätdata.

Modellberäkningarna baseras på indata från PLC5 och jordbruksläckaget i dessa baseras på årsmedelvärden för olika kombinationer av region/gröda/jordart/ lutnings- och fosforklass. Det innebär att modellen inte kan efterlikna den stora variation i koncentrationer som finns i verkligheten under året, speciellt för fosfor. Erfarenheten från PLC5-beräkningarna var dessutom att vi för många delar av södra Sverige ser en överskattning av fosforkoncentrationer från jordbruksintensiva områden (Brandt m.fl., 2008).

Våtmarkskalibreringen bygger på rena mätvärden med större variationer i koncentrationer. Det innebär att vi vid kalibreringen troligen överskattar parameter-värdena, vilket har till följd att vi vid användningen i modellen kan överskatta avskiljningen i våtmarkerna (gäller speciellt för fosfor).

Inläggning av våtmarksinformation i

modelluppsättningen

Uppgifter som krävs för att lägga in våtmarker i HBV-NP modellen är: våtmarks-area, djup, belägenhet, typ av våtmark, storlek på våtmarkens tillrinningsområde samt tillrinningsområdets markanvändning. Eftersom flera av de uppgifter som krävs saknas för många av våtmarker i databaserna har vi fått ansätta dessa. Varje våtmark har i registret en unik identitet som kopplas till respektive beräkningsom-råde.

Våtmarkerna har klassificerats i enlighet med de attribut som angivits i länsstyrelsedata, t.ex. våtmarker med attribut ”i vattendrag” som swet och ”sidovåtmark” som lpwet. I de fall uppgift saknas har vi ansatt att 40 % utgör sidovåtmark (lpwet) och 60 % i vattendrag (swet) på basis av förhållandena för de våtmarker som fanns klassade.

Modellkörningar

Modellen har körts för södra Sverige dels i originaluppsättning utan några våtmarker inlagda och dels med inlagda våtmarker samt den våtmarkinformation som krävs. Alla anlagda våtmarker finns inlagda i respektive beräkningsområde (PLC5-område i huvudavrinningsområde och kustområden kopplade till kust-vattenförekomster). Som beskrivits i tidigare avsnitt innehåller modellberäkningen många osäkerheter och antaganden. Uppsättningen med mest rimliga antaganden för att beskriva våtmarkens karaktär och potential benämns ’best guess’, men vi har även gjort ett antal känslighetstester för att se hur olika antagande m.m. slår. Känslighetstester

För att studera resultatens känslighet för olika antagande om våtmarkerna och deras indata har ett antal simuleringar gjorts förutom själva grundmodellen (’best

guess’). Vi har ändrat en variabel i taget och studerat effekten av dessa på avskilj-ningen av kväve och fosfor i våtmarkerna. De variabler som har undersökts är:

x belastning x tillrinningsområdets area x våtmarkens area x våtmarkens djup x retentionsparametrarna x aktiv våtmarksarea x vattenintag i parallellvåtmark x våtmarkstyp

För de olika känslighetssimuleringarna har körbara HBV-NP program tagits fram, vilket visade sig vara enklare än att göra om indata för alla de olika fallen. För några fallen, nämligen ändringar av våtmarksarea och -djup, har vi dock ändrat indata i stället.

BELASTNING

Belastningen på våtmarken bestäms av volymen inflödande vatten och koncentra-tionen i inflödet. Koncentrakoncentra-tionen i inflödet har viktats samman utifrån läckage-koncentrationer för de olika markanvändningarna och de olika grödorna i jord-bruksmarken i våtmarkens tillrinningsområde. I fallen med annan belastning har befintliga grödor och markanvändningar inom delområdet flyttats om, så att önskad belastning på våtmarkerna nås. Två fall med maximal respektive minimal belast-ning har simulerats. De minsta våtmarkerna har då fått högre prioritet än de större våtmarkerna. För till exempel fallet med maximal belastning har de minsta våtmarkernas tillrinningsområden tilldelats de mest läckande grödorna/markan-vändningarna av dem som finns i delområdet. De något större våtmarkernas tillrinningsområden har därefter tilldelats successivt mindre läckande grödor/

markanvändningen i tillrinningsområdet ansatts till samma fördelning som beräkningsområdet och koncentrationen i tillflödet motsvarar den i hela

delområdet, dvs. den modellteknik som användes i tidigare modelltillämpningar och som motsvarar våtmarkstypen iwet.

TILLRINNINGSAREA

Tillrinningsarea till våtmarkerna har tagits fram i projektet med automatik utifrån vissa regler och bedöms vara mycket osäker. För ett antal våtmarker (405 st) finns tillrinningsområdesarea angivet i databaserna och de automatiskt framtagna har kunnat jämföras med dessa areor. Dessutom har tillrinningsområden till våtmarker i vattendragen, Ljungbyån, Braån i Kävlingeån samt Bråån i Saxån tagits fram manuellt från kartor med höjdkartor och jämförts med de automatiskt framtagna. Baserat på dessa jämförelser har vi i känslighetstesterna ökat tillrinningsområdena med 25 gånger respektive minskat med 50 gånger för alla swet och lpwet våtmar-ker, vilket är ett mycket stort intervall (se figur 7

)

VÅTMARKSAREA

Våtmarksarea saknas för ett fåtal våtmarker (2.5 % saknar uppgift). För vardera våtmarkstyp har min-, medel- och maximal våtmarksarea beräknats för våtmarker där arean har angivits. Skillnaderna mellan våtmarkstyper var inte stora så uppdel-ningen användes inte vidare. I normalfallet har simulering med medianvärde på våtmarksarean (1.2 ha) ansatts för de våtmarker som saknar uppgift, för maximal våtmarksarea simuleringen max-värdet (44.1 ha) och för minimal våtmarksarea simuleringen min-värdet (0.03 ha). Det är enbart de våtmarker som saknar uppgift, där vi ändrat arean i de här simuleringarna.

VÅTMARKSDJUP

Våtmarksdjupet har behandlats på samma sätt som arean, men djup saknas för flertalet våtmarker. Minimum, median- och maximalt våtmarksdjup har fastställts för de våtmarker där det finns angivet och sedan har simuleringar utförts där enbart de våtmarker som saknar uppgift har fått ändrat djup. Mediandjupet var 0.7 m,

Tabell 5. Våtmarksparametrar vid känslighetsanalys

Parameter median (’best guess’)

Minvärde Maxvärde

Wret (kväve) 2.8 2.3 10

Wsedp (fosfor) 0.09 0.005 0.5

Wupt (fosfor) 0.05 0.03 1

BEGRÄNSAD AKTIV AREA

Fallet begränsad aktiv våtmarksarea undersöker effekten av att inte hela våtmarks-arean är delaktig i våtmarksprocesserna. I detta fall har den area reducerats till 80 % jämfört med våtmarksarean vilken normalt används, medan våtmarkens area och djup är oförändrade. Reduktionen av arean har valts utifrån studier av

hydraulisk effektivitet (Persson, 1999) och aktiv yta (Naturvårdsverket, 2004).

VATTENINTAG I PARALLELLVÅTMARK

Fallet vattenintag i parallellvåtmark (lpwet) undersöker effekten av antagandet att 30 % av dagligt vattenflöde i ån förväntas rinna genom våtmarken. I detta fall har andelen ökats till 70 %.

VÅTMARKSTYP

Det är svårt att utifrån datamaterialet klassificera våtmarkerna i HBV-NP:s våtmarkstyper och det är främst uppdelningen i våtmarker belägna i vattendrag respektive som parallellvåtmarker (sidovåtmarker), som är osäker. Därför har alla våtmarker klassade som swet och lpwet i ’best guess’ klassats om till våtmarker i vattendraget respektive till parallellvåtmarker i två simuleringar (förklaring av våtmarkstyperna återfinns i bilaga 1). I swet-våtmarker tar våtmarken emot allt vatten från angivet tillrinningsområde, medan de i lpwet-våtmarker enbart fångar 30 % av tillflödet från tillrinningsområdet. Ytterligare ett fall kan sägas testa våtmarkstypsantagandet och det är fallet med genomsnittlig markanvändning beskrivet under rubriken belastning.

Resultat och diskussioner

Våtmarksdata

I det våtmarksregister som upprättats inom projektet finns 1 574 våtmarker och totalt 4 135 ha våtmarksarea (belägna i 1 504 beräkningsområden). Vi har då rensat ut dubbletter ur de olika våtmarksdata som vi samlat in i projektet. Tre våtmarker är belägna i Dalälvens tillrinningsområde och norrut (tillhör tillrinningsområde till Bottenhavet). Dessa har vi inte medtagit i vår analys.

Våtmarker restaureras och anläggs med olika huvudsyfte. Av det totala antalet våtmarker i registret har för 15 % (241 st) angivits huvudsyftet näringsrening och för 12 % (198 st) huvudsyftet biologisk mångfald. Uppgifter om huvudsyfte i registret saknas för stora delar av södra Sverige (för 716 st); uppgifterna om huvud-syfte biologisk mångfald kommer huvudsakligen från Skåne (196 st våtmarker) och från Gotland (2 st våtmarker).

Analysen rör alla avrinningsområden från huvudavrinningsområde 54

Tämnaren (Dalälven utgör en nordlig gräns) till norska gränsen i väster samt Öland och Gotland. Anlagd våtmarksarea 1996-2006 fördelar sig ojämnt över regionerna i södra Sverige (figur 10). Regionsindelningen har sitt ursprung i den indelning av vattendistrikten som används i analys- och åtgärdsverktyget HOME-Vatten. Observera att regionerna har olika storlek, där tillrinningsområdet till Västerhavet är betydligt större än de övriga.

Belastning

Vi har skapat en grundläggande modelluppsättning med inlagd beskrivning av alla våtmarker. Denna kallar vi ’best guess’ eftersom vi anser den som mest trolig utifrån det material vi har idag, men ändå med stora osäkerheter. Som framgår av avsnittet Genomförande så förekommer det många antaganden om våtmarkerna. För att få en uppfattning om effekten av osäkerheten har vi därför skapat ett antal ytterligare uppsättningar i vilka vi enbart ändrar en variabel i taget. Totalt har vi gjort 16 beräkningar för södra Sverige, baserat på olika antaganden.

De resultat som vi har tittat på från modellberäkningarna är:

x belastningen före och efter våtmarkerna i respektive beräkningsområde och utifrån dessa beräknat avskiljningen av kväve och fosfor i våtmar-kerna. Vi kan dock inte redovisa avskiljningen i enskilda våtmarker utan resultatet visar den sammanlagda avskiljningen i samtliga våtmarker i området. Det innebär att avskiljningen i enskilda mycket effektiva våtmarker kan döljas om det samtidigt finns andra våtmarker i området som påverkar små områden eller som har lägre effekt (t.ex. våtmarker vars syfte främst är biologisk mångfald)

x belastningsförändring i våtmarken och hur det påverkar den totala transporten ut i havet. Avskiljningen beror då på alla våtmarker i hela vattensystemet ner till havet men också på vattendrags- och sjöreten-tionen, som minskar effekten. Analyserna har gjorts dels samlat för hela södra Sverige och dels till olika havsområden, där vi följt HOME Vattenindelningen.

Lokal effekt av våtmarker

Den lokalt summerade avskiljningen i de anlagda våtmarkerna utgör 140 ton/år för kväve och 12 ton/år för fosfor för hela södra Sverige. Avskiljningen av kväve- och fosfor i våtmarkerna i respektive beräkningsområde framgår av figur 11 och 12 beräknad som kg kväve respektive fosfor per total våtmarksarea och år i området. Det som visas i kartan och i staplarna är alltså den samlade effekten av samtliga våtmarker i områdena/regionerna.

Figur 11. Lokal avskiljning av kväve i södra Sverige beräknad per total våtmarksarea (best guess). Grå yta saknar anlagda våtmarker. Staplarna till vänster redovisar avskiljningen per våtmarksarea för respektive region. Regionindelning framgår av figur 10.

För kväve återfinner vi de högsta effekterna i sydligaste och sydvästra Sverige, vilket beror på en hög belastning. Den höga belastningen orsakas av hög avrinning och höga koncentrationer (se figur 13, avrinning och figur 14, simulerad

medelkoncentration för kväve lokalt i små vattendrag). I dessa områden återfinner vi jordar med stort inslag av sand, vilket innebär en hög kvävebelastning från jordbruksmarken.

Figur 12. Lokal avskilning av fosfor i södra Sverige beräknad per total våtmarksarea (best guess). Grå yta saknar anlagda våtmarker. Staplarna till vänster redovisar avskiljningen per våtmarksarea för respektive region. Regionindelning framgår av figur 10.

Beräkningen av avskiljningen av fosfor är betydligt osäkrare än för kväve. Vi bedömer att vi överskattar fosforavskiljningen, men att den geografiska fördel-ningen är trovärdig. Vi har en större variation mellan närliggande områden hos fosforavskiljningen i våtmarkerna än vad vi har för kväve. Jämfört med kväve, där en tydlig öst – väst-sydvästlig skillnad i effekt kunde ses, har fosforavskiljningen ingen tydlig geografisk fördelning. Runt Mälardalen har vi större andel leriga jordar liksom längs delar av ostkusten med högre koncentrationer av fosfor än i de mer sandiga jordarna i sydligaste och sydvästra Sverige (se figur 14, simulerad koncentration fosfor lokalt i små vattendrag). Detta ger en högre fosforbelastning och i sin tur högre avskiljning i våtmarkerna även i dessa trakter. I de västra delarna har vi som för kväve en hög avrinning som ger hög belastning och därmed hög avskiljning.

I PLC4 och PLC5-beräkningarna beräknas en markretention med hjälp av HBV-NP modellen. Markretentionen kalibreras fram med hjälp av mätdata i små sjölösa områden. Markretentionen omfattar den avskiljning som sker i mark från rotzonen och i småvatten såsom diken, våtmarker och dammar. Markretentionen av

jordbruksläckaget är i snitt ca 20 % i södra Sverige och är betydligt större än våtmarkernas effekt. Som exempel kan nämnas att effekten av våtmarkens lokala effekt i Råån med en våtmarksarea på 27.6 ha är beräknad till 0.4 % (2 ton) och markretentionen till 18.5 % (114 ton/år) i detta projekt. Motsvarande siffror i Braån (del av Saxån i Skåne) med en våtmarkarea på 14.8 ha är 0.7 % (2 ton/år) och 18.8 % (78 ton/år).

Effekt av våtmarker på belastning på havet

Effekten av våtmarkerna på nettobelastningen till havet blir lägre än den blir lokalt efter våtmarken (figurer 15 och 16) på grund av retentionen i vattendrag och sjöar på väg ner till havet. Effekten av avskiljningen i de anlagda våtmarkerna till havet har enligt ’best guess’ beräknats till 110 ton/år kväve (< 0.2 % av totala transporten till havet) och 9 ton/år fosfor (0.5 % av totala transporten).

Figur 15. Effekten av avskiljning i våtmarker på transporten till havet (total) och lokal avskiljning av kväve i anlagda våtmarker i olika regioner. Avskiljningen är beräknad som kg/ha våtmarksarea och år. Regionindelning enligt figur 10.

Figur 16. Effekten av avskiljning i våtmarker på transporten till havet (total) och lokal avskiljning av fosfor i anlagda våtmarker i olika regioner. Avskiljningen är beräknad som kg/ha våtmarksarea och år. Regionindelning enligt figur 10.

Vattendrags- och sjöretention för kväve respektive fosfor i södra Sverige är hög i områden uppströms större sjöar, medan den i sjölösa områden och längs kusten är låg (figur 17). Det innebär att avskiljningen till havet blir lägre än den lokala avskiljningen för t.ex. regionen Västerhavet, där stor andel av vattnet passerar Vänern, och för regionen N Östersjön, där mycket vatten passerar Mälaren (figur 15 och 16). I de mer sjöfattiga regionerna såsom Gotland och Skåne-Blekinge blir skillnaden i avskiljning mellan lokalt och total till havet betydligt mindre.

I figurerna 18 och 19 redovisas hur stor avskiljningen är i förhållande till den totala transporten till havet för de olika regionerna samt antalet ton/år som avskiljs.

Figur 18. Avskiljning av kväve i anlagda våtmarker i procent av belastning och i ton/år till havet för olika regioner. Observera att regionerna är olika stora. De röda markeringarna är de områden vars läckage påverkas av en våtmark.

Avskiljningen av kväve i anlagda våtmarker är högst i sydligaste Sverige (figur 18). Här hittar man störst antal anlagda våtmarker, avrinningen (figur 13) samt koncentrationerna i tillrinnande vatten till våtmarkerna är också relativt höga (figur 14). Observera att regionerna är olika stora och att antalet ton/år inte beskriver läckage per ytenhet eller vattenstatus. Däremot redovisar siffrorna effekten på den

Figur 19. Avskiljning av fosfor i anlagda våtmarker i procent av belastning och i ton/år till havet för olika regioner. Observera att regionerna är olika stora. De röda markeringarna är de områden vars läckage påverkas av en våtmark.

För fosfor dominerar likaså avskiljningen i våtmarker för sydligaste Sverige. Högre andel lerjordar i Norra Östersjöns tillrinningsområde och längs ostkusten ger höga fosforkoncentrationer i vattnet och medför att den relativa avskiljningen är högre där än den är för kväve (figur 19).

Känslighetsanalys

De anlagda våtmarkerna innebär en relativt liten avskiljning av den totala kväve- och fosfortransporten till havet från södra Sverige. I figurerna 20 och 21 redovisas totaltransporten till havet beräknad utan våtmarker (referens), ’best guess’ och de olika känslighetsfallen. I de högra diagrammen har y-axeln skurits av så att det är enklare att se hur transporten förändras med olika antagande. Beskrivning av antagande för de olika fallen framgår av avsnittet Modellkörningar, känslighets-tester.

De olika känslighetstesterna kan inte jämföras sinsemellan eftersom

emot vatten från de mest läckande grödorna och markanvändningarna i beräkningsområdet och för fosfor om alla tillrinningsområden ökar 25 gånger. Avskiljningen i dessa extrema scenarier är 0.5 % (350 ton/år) för kväve och 2 % (40 ton/år) för fosfor.

Figur 20. Totala transporten av kväve från södra Sverige, dels utan våtmarker (referens längst till vänster, BGS är best guess simuleringen) och dels med våtmarker med olika antagande. Den högra figuren visar effekten uppskalad, då y-axeln skurits vid 65 400 ton/år.