Fosforförluster från
mark till vatten
RAPPORT 5507 • OKTOBER 2005 www.havochvatten.se/publikationer
Identifikation av kritiska källor och
möjliga motåtgärder
Barbro Ulén (Red.)
Beställningar
Ordertel: 08-505 933 40 Orderfax: 08-505 933 99 E-post: natur@cm.se
Postadress: CM-Gruppen, Box 110 93, 161 11 Bromma Internet: www.naturvardsverket.se/bokhandeln
Naturvårdsverket
Tel 08-698 12 00, fax 08-20 29 25 E-post: natur@naturvardsverket.se
Postadress: Naturvårdsverket, SE-106 48 Stockholm Internet: www.naturvardsverket.se
ISBN 91-620-5507-0 ISSN 0282-7298 © Naturvårdsverket 2005
Förord
Ett av Sveriges miljökvalitetsmål är ”Ingen övergödning”. Ett av delmålen till detta miljökvalitetsmål är att fram till år 2010 ska de vattenburna utsläppen av fosforföroreningar från mänsklig verksamhet ha minskat kontinuerligt från 1995 års nivå. En utredning med uppgift att närmare precisera detta delmål har lämnats från Naturvårdsverket under våren 2004. Utredningen föreslår att orden ”minskat kontinuerligt” ersätts med ”minskat med minst 20 %”. Den lydelsen åter-finns i regeringens proposition 2004/5:150 ”Svenska miljömål – ett gemensamt uppdrag”. I takt med att reningsverken byggts ut utgör fosforn från jordbruksmark en allt större andel av fosforn till vatten, åtminstone i södra Sverige.
Den internationella expertutvärderingen kring övergödningssituationen i våra hav, som Naturvårdsverket låtit genomföra 2005, sätter också förnyat fokus på betydel-sen av åtgärder för minskade fosforförluster. För att göra befintlig kunskap till-gänglig har en uppgradering av den tidigare rapporten ”Förluster av fosfor från jordbruksmark” (NV 4731) utförts av Barbro Ulén. Författaren ansvarar ensam för rapportens innehåll. Naturvårdsverket hoppas att rapporten kommer till nytta i det fortsatta praktiska arbetet med att minska förlusterna. Ingrid Rydberg och Kersti Linderholm har för verkets del beställt och granskat rapporten.
Stockholm oktober 2005 Björn Risinger
Innehåll
Förord 3 Innehåll 5 Sammanfattning 7 Summary 8 1 Fosfors förekomst 91.1 Tre former av fosfor i jorden 10
1.2 Jordarnas förmåga att sorbera fosfor 12
1.3Jordars fosformättnadsgrad 13
1.4 Organiskt bunden fosfor i jord 14
1.5 Fosfor i stallgödsel 15
1.6 Fosforkoncentrationer i svenska jordar 16
1.7 Fosfor i vatten 17
1.8 Fosforkoncentrationer i vatten från åkermark 18 2 Diffusa fosforförluster från mark - mekanismer för mobilisering och
transport 21
Allmän beskrivning av diffusa förluster 21
2.1 Mikroorganismernas och mykorrhizans roll 21
2.2 Förluster via mark och dräneringsrör 22
2.3 Ytvattenförluster 23
3 Fosforförlusternas storlek 26
Allmänt om kvantifiering av fosforförluster 26
3.1 Avlopp från enskilda hushåll 26
3.2 Bakgrundsnivåer 27
3.3 Förluster från enskilda fält 28
3.4 Förluster från avrinningsområden 29
3.5 Riskbedömning i ett avrinningsområde 29
4 Fosforn omsättning i vattendrag 33
4.1 Processer 33
5 Fosforns omsättning i sjöar 34
5.1 Processer 34
5.2 Fosforns algtillgänglighet 35
6 Åtgärder för att minska fosforförlusterna 36
Allmänt om fosforförluster från mark 36
6.1 Punktkällor 38
6.2 Förändrade odlingsmetoder 38
Bilaga 1 48
Undersökningsmetoder och modellering 48
1 Sugceller 48
2 Lysimeterar 48
3 Rutförsök 48
4 Försöksfält 49
6 Kombination av mätningar på olika nivåer 51 Modellberäkningar 52 Referenser 53
Sammanfattning
Fosforn omsätts med en rad processer från sin väg från marken till vattendraget, sjön eller havet. Processerna kan vara såväl biologiska, fysikaliska och kemiska och fosforn kan vara både i löst form eller bunden till partiklar i oorganisk eller organisk form. För att kunna förstå sambanden mellan markanvändningen och den slutliga miljöeffekten i vattnet är det nödvändigt att lära sig så mycket som möjligt om de olika fosforformerna och hur de omvandlas. Det är också nöd-vändigt att lära sig förstå hydrologin i marken som är drivkraften i fosfor- förlusterna.
Många delprocesser är otillräckligt kända och borde undersökas mer. Det gäller speciellt den organiska fosforns förekomst och omsättning. De kunskaper man har härstammar framför allt från 16 observationsfält och ett antal jordbruks-bäckar, medan systematiska fältstudier av fosforförluster från mark är mycket få.
Kvantitativt sker förlusterna mycket heterogent, både i tid och rum och därför existerar inga modeller som nöjaktligt kan beskriva dem. Ett praktiskt tillväga-gångssätt för att minska förlusterna är i stället att identifiera de fält som har den högsta risken för förluster. Genom en kartering av jordart, dräneringsförhållanden, fosformättnadsgraden och jordarnas aggregatstabilitet kan man komma en bra bit på väg. Genom att sedan sätta in åtgärder på problemfälten kan man komma åt en stor del av problemet med fosforförluster från jordbruksmarken. De tre typer av problemjordar som dominerar i Sverige är:
1) Lerjordar. Dessa är ofta system eller behovsdränerade och mycket av fosforn förs ut i vattendraget via ledningarna. Fosforn är ofta i både löst och partikelbunden form.
2) Mjälajordar. Dessa är till sin karaktär struktursvaga och från dem mobil- iseras därför lätt jordpartiklar, partiklar som har fosfor bundet till sig. Från dessa jordar kan ibland de direkta förlusterna via ytavrinning ovan marken vara betydande.
3) Lätta jordar med mo och sand som har gödslats upp under en lång tid och har lite järn eller aluminium i profilen. Fosforn kan passera genom mat-jorden och alven och föras ut via dräneringsledningarna. Fosforn är till stor del i löst form.
För alla typer kan man redan nu lista många åtgärder med vars hjälp man kan minska förlusterna på såväl kort som lång sikt. Förändrade odlingsåtgärder, åtgär-der med dräneringen och andra åtgäråtgär-der på fältet har den största potentialen.
Summary
As it moves from soils to watercourses and on to lakes and seas, phosphorus is involved in a number of processes. Those can be biological, physical or chemical, and the phosphorus can be in dissolved form or bound to particles in organic or inorganic form. In order to understand the relationships between land management and its environmental effects on water, it is necessary to know as much as possible about the various forms of phosphorus and how they transform. It is also necessary to understand soil hydrology, which is the key factor in phosphorus losses.
Many of the processes involved are not adequately understood and need further study. This is especially true of processes involving all chemical forms of phospho-rus and the turnover of organic phosphophospho-rus. Existing knowledge of such matters is based primarily on data from sixteen Swedish observation fields and a few small streams that drain farmland. There are very few systematic field studies of phos-phorus losses from soil.
Such losses vary widely in both rate and quantity, and at this time there are no models which adequately describe them. A practical method for reducing losses is to identify areas which are subject to the highest risk. Considerable progress can be achieved by mapping soil types, drainage conditions, level of phosphorus satura-tion, and the aggregate stability of soils.
If suitable measures are then taken in problem areas, it is possible to reduce a large portion of phosphorus losses from farmland. In this regard, the three types of soil that are most problematical in Sweden are:
1) Clay soils. These are often drained, and much of the phosphorus is trans-ported to watercourses via the drainage system; entire fields or only certain parts of them may be drained. The phosphorus is often
present
in both dis-solved and particle-bound form.2) Silt soils. It is a characteristic of such soils that they are structurally weak, and particles are easily dislodged from them. Phosphorus is often bound to such particles, so that surface runoff from such soils can sometimes result in significant losses of phosphorus.
3) Light soils containing coarse and fine sand which have been fertilized over a long period of time and contain little iron or aluminium in top and soil. Phosphorus, mainly in dissolved form, can pass through soils and sub-soils, and then be transported to watercoursesvia the drainage system. For many types of soil, there are already numerous measures that can be taken to reduce phosphorus losses in both the short and long run. Changes in farming tech-niques, drainage methods and other measures in the field offer the greatest
poten-1 Fosfors förekomst
1.1 Allmän beskrivning av fosforförluster
Fosfor (P) kan transporteras från jordbruksmark både i partikulär och i löst form. Denna transport sker ofta snabbt under specifika episoder. Den kan ske både på markytan och via marken (Figur 1). Praktiskt taget all löst fosfor är direkt biolo-giskt tillgänglig, medan den partikulära fosforn måste undgå någon form av lös-ningsreaktioner, t ex desorption, innan den kan tas upp av växter. Under transpor-ten till vattranspor-tendrag och sjöar kan löst och partikulär fosfor reagera med jorden som vattnet passerar. För fosforn som kommer från jordbruksmark kan dessa reaktioner dramatiskt ändra den verkan som fosforn har på eutrofieringen. I vattendraget/sjön kan en del av den partikulära fosforn sedimentera. Fosforn som bundits till sedi-menten kan i ett långt senare stadium bli tillgänglig för biologiskt upptag. Detta kan ske under vissa kemiska förhållanden eller när väderförhållanden förorsakar turbulens eller resuspension av sedimenten. Eftersom fosforn förekommer i olika former, reagerar såväl fysikaliskt, kemiskt som biologiskt och ingår i både snabba och mycket långsamma processer är det komplicerat att utvärdera miljöeffekten av fosforn som kommer från jordbruksmark.
Figur 1. Fosforns omsättning (från Pierzynski et al., 1997). Fosforupptag av växter
Vanligen anges ett koncentrationsvärde på 0,2 mg/l som den nivån som växterna be-höver, men till och med en så pass låga koncentration som 0,03 mg/l har visat sig till-räckligt för jordbruksproduktion (Mengel & Kirkby, 1987). Kritiska nivåer för algtillväxt i vatten är lägre t. ex. 0,005-0,01 mg/l (McCutcheon et al., 1992). Huvudformen för växt-tillgänglig fosfor är troligen oorganisk ortofosfat (PO4-P). I situationer där ortofosfat är begränsande kan dock troligen löst organisk fosfor tas upp av både växter på land och av fria alger i vatten (Ron Vaz et al., 1993).
1.2 Tre former av fosfor i jorden
Den allra största mängden av fosforn i jorden är otillgängliga för växtupptag på grund av att den till stor del är kemiskt hårt bunden. En del fosfor är också bunden i organisk form och en mindre del finns som joner fästa på markpartiklarna (ad-sorbtion). Den direkt växttillgängliga fosforn i markvätskan utgör den minsta mängden. Den komplexa kemiska jämvikten mellan joner i markvätskan och den kemiskt bundna fosforn är alltså starkt förskjuten till den fasta fasen. Olika jordar (liksom sjösediment) har mycket olika kapacitet att adsorbera och desorbera (släp-pa) fosfor. Fosforns låga löslighet medför att mycket litet (ung. 0,7 mg/l eller 0,5 kg/ha) föreligger i löst form (Persson et al., 1994). I jordar som är nygödslade kan maxhalter på 6-8 mg/l uppmätas i markvätskan.
Figur 2. Fosforföreningar vid olika pH (från Brady, 1984). Mängden fosfor i de olika polerna är
kontrollerade av koncentrationsförändringarna och kan beskrivas som kemiska jämviktstillstånd där sorption-desorptionprocesser sker tillsammans med kemiska fällnings- och upplösningspro-cesser. Denna bild visar den fosfor som föreligger i kemisk form. Dessutom finns det en rad or-ganiska bundna fosforföreningar i jorden.
Sorberad fosfor
Oorganisk P i jorden finns i tre olika stadier; absorberad inne i markpartiklar, adsorbe-rad till partikelytor och i löst form i vätskefasen. Det är vanligt att fosforn är bunden till ytor av t ex leror. I allmänhet kommer högvittrade jordar att adsorbera mer fosfor efter-som de har stort innehåll av ler, aluminiumoxid och järnoxid. Det kan vara svårt att be-stämma om fosforn är absorberad eller adsorberad till jorden. Båda begreppen sam-manfattas därför ofta som sorberad fosfor.
Analys av fosfor i jorden
Fosfor i jorden kan analyseras genom totaluppslutning med oxiderande syror och med olika extraktionsmetoder. Internationellt förekommer en rad olika metoder, vilket är ett stort problem om man ska göra jämförelser. I Sverige har man av tradition mest använt P-AL metoden. Till 5,00 g lufttorr jord sätts 100 ml av en lösning bestående av 0,1 M ammoniumlaktat och 0,4 M ättiksyra (pH 3,75). Blandningen får jämvikta vid 21ºC på skak under 90 minuter. Lösningen filtreras genom ett cellulosa acetat filter med en por-diameter av 0,2 µm, varefter den molybdatreaktiva fosforn bestäms i filtratet. Numera används ICP-teknik i stället för kolorimetrisk metod varför även vissa lösliga organiska föreningar inkluderas i P-AL-talet som därför automatiskt blir något högre. Metoden ger en relativt god uppfattning om mängden växttillgänglig fosfor vid normala svenska pH-värden men tar inte hänsyn till all organiskt bunden fosfor. Med ett annat extraktions-förfarande enligt Olsen & Sommers (1982) som används mycket i USA, extraheras en lättlöslig form av P, Bray-P. Den svenska metoden för förrådsfosfor (P-HCl) då jorden extraheras med saltsyra motsvarar omkring 80-90 % av den totala fosforn man får efter en kraftig uppslutning (Eriksson, et al., 1999). I P-HCl ingår betydligt mer av den orga-niskt budna fosforn. Föreningar som kräver kraftig oxidation för att gå i lösning ingår däremot inte, liksom mycket hårt mineralbunden fosfor. Fosforfraktionering enligt Hieltjes & Lijklema (1980) nyttjas mycket i limnologiska sammanhang.
Jordbruksjordar i Sverige har normalt ett pH som varierar från 5,5-7,4. Den största andelen tillgänglig fosfor finns i samma intervall (Figur 2). Huvuddelen av Sveri-ges åkerjord är naturligt fattig på lättillgänglig fosfor på grund av kallt klimat och långsam vittring av mineralerna. Mera vittrade mineraler betyder att det finns mera ytor som kan sorbera fosfor än när det bara finns normalt strukturerade mineraler. Fosfor frigörs vanligen till markvätskan genom vittring av, och desorption från apatiter och från kalciumfosfater, samt mineralisering av organisk substans. Fos-forn som tillförs med gödslingen kan fixeras till de icke-kristallina oxiderna av järn och aluminium (Fe och Al). Fosforn kan också inkapslas genom att den blir inne-sluten i amorfa strukturer t. ex. de med sammansättningen Al-O-OH. Detta gör att fosforn från gödslingen ”åldras”. Fosfor bildar också svårlösliga föreningar med kalcium vid höga pH-värden och med Fe och Al vid låga pH-värden. Rena kemiska fällningsreaktioner med järn- och aluminumföreningar kan därför förekomma (Figur 2) t. ex. som flouroapatit. Denna kemiska fixering av fosfor minskas vid närvaro av organiska ämnen.
1.2 Jordarnas förmåga att sorbera fosfor
Sorbtionen av fosfor påverkas av odlingsåtgärder (gödsling, kalkning, förändrad mullhalt jordbearbetning, mm) som förändrar halten växttillgänglig fosfor. Vid tillförsel av stallgödsel tillför man både fosfor och organiskt material. Sorptionen påverkas också av jordens pH, och innehåll av organiskt material. Nära en rot kan utsöndringar från denna, i form av t ex oxalat och citrat, påverka sorptionen efter-som dessa joner konkurrerar med jonerna i jorden.Av betydelse för jordens sorptionskapacitet (PSC) är hur den fosforgödslats tidigare, dess fosforinnehåll och dess övriga egenskaper. En viktig faktor är jordens innehåll av amorfa, dvs. strukturlösa, former av alumiumoxider (Borggaard et al., 1990; Bloom, 1981; Börling et.al., 2001). Komplex av organiska ämnen verkar också påverka PCS (Bloom, 1981; Börling et al., 2001; Niskanen, 1990a och b). Organiskt material förhindrar kristalliseringen av hydroxider och ökar därför jor-dens reaktivitet (Niskanen, 1990a och b; Borggaard et al., 1990). Å andra sidan kan organiska syror (t. ex. från stallgödsel) ockupera bindningsställen och minska fast-läggningen (Ivarsson, 1989). Ju mera aluminium, järn eller lera en jord innehåller, ju mera fosfor kan den adsorbera. Denna förmåga ökar också vid mycket låga eller vid höga pH-värden. I svenska jordar beskrivs ofta aluminium som den parameter som har det största inflytandet på absorptionen.
Absorptionsindex och fosformättnadsgrad
Absorptionsindex (PSI) kan uttryckas som mängden absorberad fosfor dividerat med logaritmen för jämviktskoncentrationen d.v.s.
PSI=X/log C (mmol·kg-1 jord). Graden av fosformättnad (DPS) kan uttryckas som en kvot mellan P-AL talet och PSI: DPS= P-AL/PSI.
För att kvantifiera PCS på ett enkelt sätt kan man använda ett index - PSI (Börling et al., 2001). Man tillsätter en stor mängd fosfor som får jämvikta sig med jorden och får ett maximumvärde som är typiskt för absorptionsreaktionen (Bache & Williams, 1970). Därefter beräknar man jämviktskoncentrationen vid absorbering-en. Detta är alltså en snabbmetod för att se om jorden närmar sig en fosformätt-nadsnivå som ökar risken för fosforförluster. En sådan jord måste man fosforgödsla med stor försiktighet eller inte alls.
När absorberad fosfor ackumulerar i en jord med låg absorptionskapacitet kom-mer fosformängden i den lösta polen att öka vilket kan leda till kom-mer förluster av fosfatfosfor (PO4-P) till miljön (Beauchemin & Simard, 1999). På så sätt visade Uusitalo & Tyhkanen (2000) på ökad fosfordesorptionen då oxider av aluminium och järn blev mer fosformättade. När en jord till slut har klassats som fosformättad har den en dålig absorberande förmågan eftersom det inte finns absorptionsplatser kvar. Dessutom gör höga koncentrationer av anjoner på partikelytorna att de stöter ifrån varandra mera än annars.
1.3 Jordars fosformättnadsgrad
För att bestämma hur mycket fosfor som det är lämpligt att gödsla med i Sverige används vanligen P-AL metoden. Med denna extraherar man den växttillgängliga fosforn i en sur ammoiumlaktatlösning (Egnér et al., 1960). P-AL metoden ger däremot inte tillräcklig information om risken för fosforläckage eftersom varje jordtyp har olika mönster (Djodjic & Börling, 2004). P-AL metoder bör därför kombineras med bestämningar av sorptionskapaciteten och av fosformättnadsgra-den om man vill se om fosformättnadsgra-den kan klassas som riskjord för fosforläckage. Genom att beräkna jordarnas grad av fosformättnad (DPS) kan man få en indikation på deras potential att frigöra fosfater. Låg grad av fosformättnad kan indikera litet läckage. Det skulle behövas en enkel metod för att bestämma gödslingsbehovet och fosfor-mättnaden och som man samtidigt kan relatera till jordens risk för förluster av fosfatfosfor. I Nederländerna finns ett sådant fosforindex som är anpassad till de-ras typ av jordar, men den passar inte för svenska jordar med mycket apatiter. DPS beräknad för några svenska jordar har visat sig vara relaterad till fosfatkoncentra-tionen i dräneringsvattnet, men det är bara en indikation då sambandet är baserat på bara ett fåtal försöksfält (Figur 3).
Man bör inte bara känna till fosformättnadsgraden utan också varför och hur transporten av fosforn sker. I lerjordar kan snabba flöden från markytan dominera (Djodjic, et al., 1999) och för dessa jordar är därför analysen av ytjordens fosfor-mättnadsgrad speciellt viktig. I sandjordar rinner vattnet med mera kontakt med jordpartiklarna i markprofilen. Det blir viktigt att också bestämma markkemiska förhållanden i alven (Beauchemin & Simard, 1999). En alv som kan binda fosforn och som dessutom har en sådan struktur att växtrötterna tar sig dit innebär en mins-kad risk för fosforutlakning.
0.00 0.05 0.10 0.15 0.20 0.25 0.30 0.35 0.40 0.45 0 25 50 75 100 125 150 175 DRP (mg l-1) DPS-AL (%)
Figur 3. Graden av fosformättnad uttryckt som kvoten mellan fosfor, järn och alumininum
(DPS_AL) och medelhalten av fosfatfosfor (PO4P) i dräneringsvatten från några svenska
och nordiska fält (Ulén , 2005). För sandjordar har fosformättnaden i alven utnyttjats.
1.4 Organiskt bunden fosfor i jord
I mineraljordar utgör den organiskt bundna fosforns del av det totala fosforinne-hållet en okänd andel Av den organiskt bundna fosforn kan en del vara lätt om-sättningsbart medan andra fraktioner kan vara stabila. Mindre än hälften av de organiska fosforföreningarna i jorden är identifierade. Den största gruppen är fytinsyror. Andra vanliga P-föreningar är fosforlipider och nukleotidfosfater (Leinweber et al., 2002). Att det finns så få enkla organiska föreningar beror an- tagligen på att enzymerna snabbt bryter ner dem. Fosfataser och andra enzymer som har extracellulärt ursprung från rötterna spelar då vanligen en stor roll. Rötter-na utsöndrar organiska ämnen och vid nedbrytningen av organiskt material frigörs också organiska föreningar i markvätskan. Med hjälp av dessa kan fosfater hållas mer lättillgängliga i marken (Stevenson, 1981).
Färska växtrester med mycket lättnedbrytbart organiskt material kan snabbt ge ifrån sig oorganisk fosfor till marklösningen, medan mera stabila organiska material som organiskt slam, humus och kompost vanligen ger ifrån sig fosfor långsamt. Ju högre vattenhalt ett material har ju mindre fosfor finns det i den fasta fasen. Organiska gödselmedel innehåller både organiskt bunden fosfor och oorga-nisk (mineralisk) fosfor. Flytgödsel från svin och nöt har en mycket stor andel vattenlöslig oorganisk fosfor jämfört med fast stallgödsel (Figur 4). Minst var andelen vattenlöslig fosfor i slam från komposterad gödsel som sedimenterat. Mycket vattenlöslig fosfor kan vara negativt i och med att växterna kanske inte hinner ta upp fosforn som istället binds till jorden. Fosforn i den fasta fasen kom-mer i stället att frigöras på längre sikt vid nedbrytningen av den organiska sub-stansen.
1.5 Fosfor i stallgödsel
Ungefär 70 % av fosforn i stallgödsel beräknas vara i form av kalciumfosfat och resterande 30 % i en organiskt bunden form (Hoffman & Hege, 1985)., som om-sätts relativt snabbt (Werner et al., 1988). Stallgödselfosforn betraktas vanligen schablonmässigt som lika lättillgänglig för växterna som mineralgödselfosforn, även om fosforn i stallgödsel finns i olika former. Exempel finns på att stallgödsel-tillförsel ökar mängden lättrörlig fosfor djupare ner i markprofilen mer än vad mineralgödseltillförsel gör (Eghball et al., 1996). Denna lättrörlighet anses hänga samman med innehållet av högmolekylära, vattenlösliga föreningar i stallgödseln. Organiska fosforkomplexen har visat sig förflyttas snabbare till större djup än oor-ganiskt fosfor (Pagel et al., 1985). En växtföljd med mycket stallgödsel och vall medför också mycket organiska syror vilket gör att fosfaterna blir lösliga. Detta kan bero på indirekta mikrobiella processer som kan öka markens potential för att transportera fosforn.
Flytgödsel av svin och höns innehåller stora mängder oorganisk fosfor i form av fosfater (Leinweber et al., 2002). Mark som gödslats med stallgödsel under en längre period har framför allt förhöjda koncentrationer av oorganisk fosfor. Detta beror även på att det sker en snabb mineralisering av organisk fosfor till oorganisk fosfor (Steineck et al, 2000).
Flytgödsel Strögödsel Fastgödsel Org. slam Org. slam
svin nöt kyckling nöt flytande sedimenterat TS 2,9% 4,6% 68% 32% 7,1% 23%
Figur 4. Andelen av fosfor som är extraherbar i vatten (%) och andel torrsubstans (TS) i
P-AL klasser
De fosforkoncentrationer man får efter extraktion i den sura ammoniumlaktatlösningen brukar delas in i fem klasser som det undersökta fältet klassificeras efter:
P-AL-klass mg P/100 g jord I <2 II 2,0-4,0 III 4,1-8,0 IV 8,1-16 V >16
Eftersom man ofta övergått från kolorimetrisk till ICP-teknik vid analysen mäter man numera något högre P-AL tal än för några decennier sedan
1.6 Fosforkoncentrationer i svenska jordar
Ursprungligen var huvuddelen av de svenska jordarna fattig på växttillgänglig fos-for vilket visades i fältexperiment på 1930- och 1940-talet. Dessa försök banade väg för en kraftig fosforgödsling, speciellt av sockerbetor och potatis, under 60-talet och början av 70-60-talet. Nu har gödslingen av mineralgödsel minskat igen och motsvarar i genomsnitt 6 kg P/ha (Statistiska centralbyrån, 2002). Gödslingen med stallgödsel har däremot varit ganska konstant ända sedan 20-talet och motsvarar 8 kg P/ha åker (Statistiska centralbyrån, 2002). Under en 40-årsperiod har man byggt upp en fosforreserv i jordbruksjordarna som beräknats till 600-700 kg/ha (Andersson et al., 2000). Vidare sammanfattade Eriksson et al. (1997) att endast 13,5 % av Sveriges 2,7 milj. ha jordbruksmark tillhörde de två lägsta fosforklass-erna av de fem som baseras på P-AL-bestämningar. Medelvärdet från en landsom-fattande undersökning (3109 matjordsprov) var ett P-AL tal på drygt 10. Detta motsvarar klass IV på den femgradiga klassindelningen (se faktarutan). Högst var P-AL talet i sydlänen och på södra östkusten (Tabell 1). De undersökta jordarna har också karakteriserats med avseende på textur, pH och organisk substans (data från Eriksson et al., 1999).Tabell 1. Antal jordprov i matjordsskiktet, jordens specifika area (SA), pH, organisk substans
(Org. subst.) P-AL och P-HCL (mg/100 g torr jord), fosforklass samt beräknad totalfosfor (TOTP) i procent i sex olika regioner i Sverige. Data från Eriksson et al., (1997, 1999)
Region län Antal SA* pH Org. P-H TOTP** P-AL P klass subst. Cl
(%) (mg/100 g) (%) (mg/100 g)
Norrland AC, 364 3,5 6,0 7 78 0,093 7,0 III
BD, Z,
Y, X, W
V Svealand och S, T, P, 490 4,0 6,0 6 75 0,090 5,9 III NV Götaland O Mälarregionen U, C, 572 5,3 6,3 6 84 0,098 9,7 IV AB, D S Östkusten E, H, I 490 3,8 6,7 8 82 0,097 12,3 IV Centrala R, F, G 449 3,2 6,2 7 85 0,098 9,3 IV Götaland Sydlänen K, M, N 744 2,9 7,3 5 87 0,101 14,6 IV *beräknad från sambandet SA = (andel ler * 8 + andel mjäla * 2,2 + andel sand * 0,3) * bulkden-sitet
**beräknad från sambandet %TotP = 0,0008877 * P-HCl + 0,0237 (Eriksson et al., 1999)
Analys av olika fosforformer i vatten
Det finns ingen klar gräns mellan partikulär och löst fosfor. Den lösta fosforn analyseras som den fosfor som kan passera ett filter och den partikulära fosforn som den fosfor som fångas på filtret. Vanligen används membranfilter med porstorleken 0,45 mm eller 0,2 mm. Den partikelbundna fosforn (PartP eller PP) beräknas vanligen som skillnaden i totalfosforkoncentration före och efter filtreringen. Den allmänt använda analysmeto-den för lösta fosfater utförs i sur miljö efter filtreringen. Det låga pH-talet kan medföra att en del lösta organiska syror hydrolyseras och kommer att ingå i analysresultatet. Detta är antagligen av mindre praktisk betydelse eftersom algerna ofta kan utnyttja också den fosforn. Analysresultatet brukar redovisas på flera sätt: som fosfatfosfor (PO4-P), som ’dissolved reactive phosphorus’ (DRP) eller som molybdatreaktiv fosfor (MRP). Här har den betecknats som (PO4-P(f)) för att visa att man filtrerat provet före analysen. Resterande fosfor i filtratet brukar också redovisas på flera sätt: som övrig filtrerad fosfor (övr.P (f)), som ’dissolved unreactive phosphorus’ (DUP) eller som ’dis-solved organic phosphorus’ (DOP). Den sistnämnda beteckningen är dock tveksam eftersom denna fraktion inte har visats sig vara i organisk form, tvärtom kan mycket vara som oorganiska kolloider (Ulén, 2003b).
1.7 Fosfor i vatten
Fosforn i vatten kan finnas som oorganisk eller organisk partikulärt bunden fosfor och som oorganisk och organisk löst fosfor. Mellan den partikulära fosfor och den lösta formen finns dessutom en mellanform: fosfor bunden till mer eller mindre kolloidala partiklar med mycket långsam sedimentationshastighet (Ulén, 2004a). Den oorganiska partikulära fosforn kan vara fosfor adsorberad på metalloxider eller bunden till lerpartiklar på annat sätt eller den kan bildas vid kemisk utfällning av metalljoner med fosforföreningar, vid nedbrytning av organiskt material, och i vissa tillfällen, genom fällning med kalcium. Desorption av oorganisk löst fosfor sker snabbt – inom ett par sekunder till upp till någon minut (Leinweber et al.,
2002). Fosfater uppträder som ortofosfater, H2PO4- eller HPO42- varvid fördel-ningen huvudsakligen är beroende på pH. Båda formerna tas lätt upp av växternas rötter och av algerna i vattnet. Vidare kan oorganiskt löst fosfor uppträda som poly- och megafosfater som kan hydrolyseras till ortofosfater. Organiskt löst fosfor kan finnas i socker, fetter, proteiner. Identifierade föreningar är av flera typer: mono-estrar, sockerfosfater, diestrar och fosfonater. Man vet ofta inte om dessa ämnen härstammar från aktiva celler eller från döda celler vid nedbrytning.
1.8 Fosforkoncentrationer i vatten från
åkermark
Fosforhalterna i vatten som rinner av på ytan, eller dränerar genom marken varierar väldigt mycket, både i tid och rum. I tabell 2 anges långtidsmedelhalter från olika regioner i Sverige för vatten från dräneringsrör som avvattnar ren jordbruksmark. Vattnet kan ha nått dräneringsledningarna efter att ha passerat markprofilen eller också, i flera fall, mera direkt via ytvattenbrunnar. Det är alltså en blandning av yt-vatten och yt-vatten som passerat markprofilen som analyseras. Hur stor andel som är ytvatten är okänt. Vattenproverna är momentanprover.
Tabell 2. Vatten från dräneringsrör. Antal observationsfält, jordens specifika area (SA),
årsav-rinning (AVR), pH, totalt organiskt kol (TOC), totalfosfor (TOTP) och fosfatfosfor efter filtrering (PO4P(f)) i vatten från dräneringsrör som långtidsmedelvärden 1977-1999 vid momentanprov-tagning i sex olika regioner i Sverige. Observationsfälten ingår i Naturvårdsverkets miljööver-vakning. Vattnet påverkas inte av avlopp eller av skog.
Region Län Antal SA* AVR pH TOC** TOTP PO4P(f) (mm) (mg/l) Norrland AC, Z 2 3,6 275 6,2 5 0,05 0,02 V Svealand , NV Götaland S, T 2 3,0 216 6,2 - 0,15 0,08 Mälarregionen med omnejd C, D 2 9,2 145 7,1 13 0,29 0,10 S Östkusten E 4 4,7 145 7,6 6 0,12 0,07 Centrala Götaland R 2 3,6 230 7,1 8 0,10 0,04 Sydlänen M, N 4 2,7 304 7,3 12 0,20 0,12 *beräknad från sambandet SA = (andel ler * 8 + andel mjäla * 2,2 + andel sand * 0,3) * bulkden-sitet
Tabell 3. Ytvatten. Jordens specifika area (SA), årsavrinning (AVR), pH, totalt organiskt kol
(TOC), totalfosfor (TOTP) och fosfatfosfor efter filtrering (PO4P(f)) i ytvatten som långtidsmedel-värden under olika perioder från fyra platser i Sverige. Fältet AC ingår i Naturvårdsverkets miljö-övervakning och övriga platser är försöksrutor; från W län (Ulén & Kalisky, 2003); från D län (Ulén, 2003a) och från N län (Ulén, 1997)
Region Län Antal SA* AVR Medel Medel Max Max
(mm) TotP PO4-P TotP PO4-P Norrland AC 1 4,0 195 0,29 0,19 3,26 2,67
W 1 4,2 78 0,74 0,05 5,94 0,54 Mälarregionen D 1 4,9 62 0,49 0,27 1,10 0,42 med omnejd
Södra länen N 1 4,8 6 0,27 0,04 0,89 0,27 *Beräknad från sambandet SA = (andel ler * 8 + andel mjäla * 2,2 + andel sand * 0,3) * bulkden-sitet
Fosforhalterna är högst i Mälarregionen med omnejd som har hög andel lera i jor-den och från sydlänen med höga fosfortal i jorjor-den. En typisk halt är 0,15 mg total-fosfor per liter. I samband med lågflöde då det mesta av vattnet utgörs av grund-vatten, minskar ofta koncentrationerna till att vara lägre än detektionsgränsen (van-ligen 0,01 mg/l). Halterna i enbart ytvatten (tabell 3), dvs. från vatten som uppsam-lats på markytan, är högre än i det blandvatten som samuppsam-lats från dräneringssyste-men. De maximalt uppmätta koncentrationerna i ytvatten är några mg totalfosfor per liter.
I tabell 4 redovisas fosforhalter i jordbruksbäckar i olika regioner. Fosforhal-terna har korrigerats med schablonvärden för att räkna bort bidrag från enskilda avlopp och från mark som inte utgörs av åkermark (10-60 % är icke jordbruks-mark). Den beräknade genomsnittliga totalfosforhalterna i bäckarna är densamma som i vattnet från dräneringsrören dvs. 0,15 mg/l. I samband med lågflöde kan däremot de uppmätta halterna i bäckarna vara höga till följd av fosfor från de en-skilda avloppen och för att fosfor lätt slammas upp i bottennära vatten.
Gemensamt för de tre typerna av vatten är att andelen lösta fosfater är en bety-dande andel av totalfosforn. I genomsnitt har koncentrationen fosfatfosfor efter filtrering, PO4P(f), varit; i dräneringsvatten 50 %; i ytvatten 30 % och i jordbruks-bäckarna 56 % av totalfosforn. Det är bara i rena ytvatten eller dräneringsvatten med mycket ytvatteninslag där den partikelbundna fosforn brukar dominera. Det finns dock exempel på dränerade lerjordar med lågt P-AL-tal i jorden där vattnet har en mycket liten andel lösta fosfater (Lindström & Ulén, 2003).
Tabell 4. Jordbruksbäckar. Antal typområden, jordens specifika area (SA), årsavrinning (AVR),
pH, totalt organiskt kol (TOC), totalfosfor (TOTP) och fosfatfosfor efter filtrering (PO4P(f)) i jord-bruksbäckar som långtidsmedelvärden 1988-1999 vid momentanprovtagning i sex olika regioner i Sverige. Bäckarna ingår i Naturvårdsverkets miljöövervakning
Region Län Antal SA* AVR pH TOC TOTP** PO4P(f)** (mm) (mg/l) Norrland AC, W 2 5,9 207 5,8 13 0,12 0,07 V Svealand, S, T, P, O 6 4,2 294 7,2 15 0,11 0,03 NV Götaland Mälarregionen U, C, AB, D 7 5,9 170 7,6 10 0,16 0,07 med omnejd S Östkusten E, H, I 6 3,7 139 7,9 9 0,19 0,12 Centrala Götaland R, F, G 4 3,1 341 7,2 14 0,09 0,03 Sydlänen K, M, N 10 1,5 282 7,7 9 0,16 0,06
*Beräknad från sambandet SA = (andel ler * 8 + andel mjäla * 2,2 + andel sand * 0,3) * bulkden-sitet
2
Diffusa fosforförluster från mark
– mekanismer för mobilisering
och transport
Allmän beskrivning av diffusa förluster
Såväl kemiska, biologiska som fysikaliska processer är inblandade i mobiliseringen av fosforn från marken. Kemiska reaktioner kontrolleras av jämviktsprocesser, dock utan att systemet når jämvikt. Biologiska processer har stor betydelse för or-ganiskt fosfor. Dessutom sker mycket av transporten av lösta fosfater i rotzonen genom transporten genom rötterna. Löst fosfor kan frigöras från växtcellerna och växtresterna om de skadas vid frysning eller torkning. En stor del av fosforn i ak-tivt växande grödor är nämligen i oorganisk form och om cellmembranen skadas kan fosforn i cellerna mobiliseras. Vatten som rör sig på eller genom marken trans-porterar fosforn både i löst och i partikelbunden form. Vanligen initieras transpor-ten av partikelbunden fosfor med hjälp av lätta finpartiklarna, såsom lerpartiklar och vissa organiska partiklar. Dessa små, lätta partiklar kräver bara liten energi för att lösgöras och transporteras.
2.1 Mikroorganismernas och mykorrhizans roll
Många mikrober i marken producerar slemämnen som binder ihop jordaggregaten och därmed förändras förutsättningen för fosfortransporten. En ökad aggregering av jorden betyder ökad stabilitet och minskad partikelförlust. Mikroorganismerna medverkar också till att organisk fosfor i jorden mineraliseras. Vid nedbrytningen fungerar kolet i det organiska substratet som energikälla. Omsättningen är ett resul-tat av komplicerade samband mellan oorganiska och organiska komponenter i jor-den, mikrober, växtrötter och extracellulära enzymer. T. ex. kan lågmolekylära organiska syror, producerade av mikroorganismerna i jorden, mobilisera oorganiskt P som är bundet på aluminium- och järnoxidernas ytor genom ligandutbytesreak-tioner (Goldberg & Sposito, 1985; Fox et al., 1990). Vid nedbrytningen av organis-ka äm-nen frigörs fosfor utom vid höga C/P-kvoter. En hög C/P-kvot stimulerar den mikrobiella tillväxten varvid mycket av den tillgängliga fosforn konsumeras. En lägre C/P-kvot resulterar i ett överskott av löst P för mikroorganismerna. Fos-forn frigörs då och kan därmed vara mer tillgänglig för läckage. I England har den mikrobiella omsättningen av P uppskattats till 5 kg/ha . år i jordbruksmark och 23 kg/ha år i gräsmark (Brooks et al., 1984). Med hjälp av fosfatasenzym som här-stammar från växter och mikroorganismer katalyseras frigörningen av den oorga-niska fosforn från den orgaoorga-niska fosforn. Enzymets roll för fosforläckaget är dock inte förstådd.Arbuskulär mykorrhiza utgör en ”rotförlängare” och kan förbättra rotupptaget, speciellt för krävande grödor med dåligt rotsystem. 95% av alla landväxter har
symbiosen. Bland undantagen är raps och sockerbetor (Ocampo & Hayman, 1980). De arbuskulära mykorrhiza-svamparna spelar en direkt roll vid upptaget av fosfor därför att de utsöndrar fosfataser till makvätskan. Indirekt spelar de en roll genom att de modifierar den mikrobiella sammansättningen. Svampen är därför mycket viktig för växtens fosforupptag från jorden och effektiviteten beror bl.a. på mäng-den mycel och aktiva arbuskler. Försök (Sjöberg, in prep.) har dock visat att mykorrhizan inte påverkas av odlingsåtgärder vid vanliga spannmåls- och foder-grödor. Svampen finns naturligt och behöver inte gynnas för att utvecklas. My-korrhizans möjligheten för förbättrat fosforupptag hos växter skulle kunna minska behovet av fosforgödslingen, som i sin tur på sikt skulle kunna minskar fosforläck-aget. Sambandet mellan mykorrhizabildning och fosforläckaget är dock mycket komplicerat och har inte kunnat beskrivas.
Arbuskulär mykorrhiza är en symbios mellan svampar (ordningen Glomales) och ett
stort antal grödor. Svamparna har mycel i jorden och bildar arbuskler inne i roten. De förbättrar växternas vattenbalans (Joner & Jakobsen, 1994). De kan också påverka växtens blomning och vara antagonistisk mot växtpatogener. Svamparna missgynnas av tillförsel av lättlöslig fosfor.
2.2 Förluster via mark och dräneringsrör
Transporten av fosfor genom marken kan ske snabbt genom makroporflöde (eng-elska "preferential flow" eller "by-pass flow") eller relativt sett mycket långsamt enligt Darcy's lag. Hastigheten beskrivs med hjälp av markens hydrauliska konduk-tiviteten (K-värdet). Med makroporflöde kan transporten ske utan att den transpor-terade fosforn är i jämvikt med jorden. Det kan inträffa i jordar med makroporer, dvs. sprickor och maskhål, eller när jorden har kanaler jäms med växtrötter. I syn-nerhet de s.k. bioporerna (maskgångarna och rotsprickorna) anses verksamma eftersom dessa ofta är djupa. Flödet kan också ske som en instabil vätningsfront i en till synes homogen jord. I många jordar förekommer båda typerna av makro-porflöde varigenom vattnet kan flöda nedåt mycket snabbare än man kan beskriva genom klassisk flödesdynamik. Hydrologiskt inträffar makroporflöde då regnin-tensiteten eller snösmältningshastigheten överskrider infiltrationskapaciteten. De minsta makroporerna kan eventuellt vara fyllda med vatten, men åtminstone i de större porerna skapas det ett hydrostatiskt tryck för flödet. Makroporflöde är en process då ofta bara en liten fraktion av hela porutrymmet utnyttjas av vattenflödet. En mycket liten del av jordvolymen kan på så sätt svara för huvuddelen av flödet genom marken. Makroporflöde kan också starta i plogsulan, då vatten ackumuleras i mat-jorden och där ett övertryck byggs upp. Ska fosfor transporteras ända ner till dräneringsrören med makroporflöde förutsätter detta att makroporerna är kontinu-erliga ända till dräneringsdjupet. Makroporflöde av lösta fosfater har visats fungera på detta sätt (Djodjic et al., 1999). Via dräneringsledningarna kan fosforn sedan snabbt nå vattendragen. Vattnet i dräneringsledningar består till en del av sådant vatten som kommer direkt från markytan men är framför allt ytligt grundvatten.
Partikulär fosfor Med inre erosion menar man en partikeltransport genom
profilen. Om partiklarna har sitt ursprung på markytan, har eroderats i själva mark-profilen, eller är material som ansamlats runt dräneringsledningarna och slammats upp, är inte helt utrett. Sålunda är gammalt långtidstransporterat material runt själva dräneringsrören en tänkbar källa för fosfor i dräneringsvatten. Material som binder fosfor kan också tänkas sedimentera temporärt i dräneringsledningarna och spolas ut senare vid kraftiga flöden. Det finns dock starka indicier på att en trans-port kan ske från markytan. T. ex. har bekämpningsmedlet glyfosat, som sprids på ytan och som adsorberas till markpartiklar på liknande sätt som fosfater, återfunnits efter sprutningssäsongen i ytsedimentet i flera jordbruksbäckar (Ulén et al.,2003c).
Löst fosfor Avrinningsvattnet kan tvätta ut fosfater från partiklar och kolloider.
Speciellt smältvatten som har låg salthalt har förmågan att slamma upp lerminera-ler med stor negativ laddning. Ur detta extraheras sedan fosfaterna som kan trans-porteras genom markprofilen medan större partiklar möjligen till viss del filtreras bort. Samtidigt med makroporflödet kan det också ske en långsam rörelse av vatt-net genom marken. När denna infiltration sker genom alven till jordlager med mindre fosforinnehåll blir jämviktskoncentrationen med fosforn lägre och löst fos-for kan då adsorberas till jorden. Alvens förmåga att binda fosfatfosfos-forn är därför också av stor betydelse för fosforläckaget. I Sverige finns exempel på lättjordar (t. ex. på Listerlandet) där hela jordprofilen har högt innehåll av P-AL och dessa jordar har också ett mycket stort och uthålligt fosforläckage (Ulén, 1999). Exempel på motsatsen är lättjordar med järnrik alv (Djodjic, et al., 1999) som kännetecknas av ett obetydligt fosforläckage.
Sammanfattningsvis kan fosfortransporten och förlusterna genom marken ske på flera sätt varvid hydrologiska faktorer är mycket viktiga. Kvantifiering i relation till olika markparametrar saknas dock i stor utsträckning. För att kunna åtgärda förlus-terna är det nödvändigt att förstå varifrån fosforn förlorats
2.3 Ytvattenförluster
Hydrologiskt inträffar ytvattenavrinning vid regn eller snösmältning då marken är så vattenmättad att ingen större infiltrering sker. Detta inträffar vanligen då marken är tjälad och makroporerna är blockerade eller vid en plogsula där jorden är tät samt vid mycket häftiga regn. Vissa jordtyper är speciellt utsatta såsom mjäla. Vändtegar med packad jord kan också utgöra en risk. Ytavrinningen sätter meka-niskt igång erosionen av jordaggregaten, jordpartiklarna och kolloiderna.
Partikulär fosfor När avrinnande vatten innehåller höga kvantiteter suspenderat
material sker huvuddelen av fosfortransporten i partikulär form. I början av en snösmältningsperiod är marken täckt med ett skyddande lager med snö och is, men mot slutet av snösmältningenförsvinner detta och koncentrationen av partikelfosfor i smältvattnet ökar kraftigt. Detta gör att fosforförlusterna tenderar att vara större
när det är fler snösmältningsperioder under året eftersom det då blir fler tillfällen med sådana förhöjda halter.
Löst fosfor Koncentrationen av löst fosfor påverkas vid ytavrinningen av vattnet
och ett tunt lager av den översta ytjorden. Fosfatkoncentrationen närmar sig ett maximumvärde, som är en funktion av desorberbar fosfor i jorden, kvoten vat-ten/jord och kontakttiden. I avrinnande vatten som filtrerats genom t. ex. våtmarker eller gräsmark, och har minskat sitt innehåll av partikelbunden fosfor, är transpor-ten av löst fosfor betydelsefull. Innehållet av löst fosfor i ytvattranspor-ten från gräsmark kan bero på direkt avrinning efter gödsling, efterverkning av tidigare års gödsling, eller den kan bero på att gräsvegetationen släppt ifrån sig fosfor. Efter avdödning av ogräs med bekämpningsmedel har förhöjda halterna fosfater uppmäts i ytvattnet från en försöksplats (Ulén & Kalisky, 2005a). I försök med avputsad vegetation från gröngödslingsvallar har stora mängder fosfor och kväve avgetts med lakvatten (Malgeryd & Torstensson, 2003). Även i vatten från jordar med mycket överskotts-fosfor är nivån av löst överskotts-fosfor hög (Ulén, 1999). Områden med överskottsöverskotts-fosfor ligger ofta i områden där man gödslat med stora mängder stallgödsel under en längre tid.
Organiskt bunden fosfor I stallgödsel finns både oorganisk och organiskt bunden
fosfor. Kunskapen om omsättningen av den organiskt bundna fosforn och förlus-terna av denna är dock rudimentär. Man har inte heller systematiskt undersökt skillnaderna mellan jordar som uppgödslats med stallgödsel jämfört med mineral-gödsel. Stora ytavrinningsförluster av fosfatfosfor har visat sig kunna ske efter stallgödselapplicering i samband med kraftig nederbörd (Wither et al., 2003) men i vilken form resten av fosforn förlorats har inte undersökts. Adenosintripfosfat (ATP) och fosforlipider är kända att snabbt brytas ner i jorden och har därför använts som ”biomarkerare” för att spåra fosfor från stallgödsel och växtmaterial (Nash & Halliwell, 2000).
Tabell 5. Källfördelning för totalfosfor till vatten (bruttotransport) för Sverige år 1999 (Brandt &
Ejhed, 2003)
Area (ha) P ton år-1 Procent Åker och betesmark 3 400 000 1 450 22,3 Skog 27 800 000 2 430 37,4 Kalhyggen 2 200 000 30 0,5 Kärr och våtmarker 3 400 000 590 9,1 Annan form av öppen mark 1 800 000 340 5,2 Dagvatten från samhällen 5 500 140 2,2
Reningsverk - 495 7,5
Avlopp från enskilda hushåll - 645 9,9
Industrier - 370 5,8
Mjölkrum - 10 0,1
Tabell 6. Bakgrundsbelastning och antropogen (av människan förorsakad) belastning på olika
havsbassänger. Punktkällorna inbegriper mjölkrum, enskilda avlopp, reningsverk och industrier (Brandt & Ejhed, 2003)
Havsbassäng Bak- Åker- Kal- Dag- Punkt- Antro- Antro-
grunds- mark hyggen vatten källor pogen pogen belast- och från sam- belast- belast- ning beten hällen ning ning (ton år-1) (ton år-1) (ton år-1) (ton år-1) (ton år-1) (ton år-1) (%)
Bottenviken 750 50 10 <5 90 140 16 Bottenhavet 1 230 170 20 10 400 610 33 Egentliga Östersjön 160 510 <5 70 500 1 080 87 Öresund 10 80 <5 10 50 140 93 Kattegatt 250 570 <5 40 420 1 030 80 Skagerak 30 70 <5 10 60 130 81 Sverige totalt 2 430 1450 30 140 1 520 3 130 56
3 Fosforförlusternas storlek
Allmänt om kvantifiering av fosforförluster
Hittills i rapporten har endast koncentrationer i vattnet redovisats, inte transporte-rade mängder. I miljösammanhang är det viktigt att kvantifiera hur stor den sam-manlagda belastningen av fosforn är på ett vattendrag, en sjö eller en havsbassäng. Samtidigt vill man också göra en källfördelning som kvantifierar andelen av olika bidrag. Man vill då också relatera förlusterna till någon form av bakgrundsbelast-ning för att se hur mycket av förlusterna som beror på de mänskliga aktiviteterna; det antropogena bidraget. För jordbruksmarkens del innebär den antropogena på-verkan att man odlar marken och tar ut skördar. Ett allmänt mätproblem är att fos-fortransporten med vatten inte bara varierar rumsligt utan också tidsmässigt. Detta gör att det är nödvändigt med flödesstyrd provtagning (se Bilaga 1). Ofta har detta inte skett och mycket som publicerats får ses som minimumsiffror.Den hittills noggrannaste källfördelningen av fosfor från Sverige till haven har beräknats för år 1999 (Brandt & Ejhed, 2003). Man beräknade då bruttotransporten av fosfor till haven utan hänsyn till eventuell kvarhållning (retention) i vattendrag och sjöar. Fosfortransporten från åkermark är baserade på en uppskalning av regressionssamband från 16 svenska fält (Ulén et al., 2001). Eftersom skogsarea-lerna är så stora beräknades det totala bidraget härifrån som stort (Tabell 5). Livs-medelsproduktionen och dess följder (åkermark, reningsverk och enskilda avlopp) beräknades dock svara för en ännu större andel. Storleken på det beräknade antro-pogena bidraget beror på vilken bakgrundsbelastning man relaterar den till. I Brandt & Ejhed (2003) har man för åkermarken använt sig av värden baserat på fosforförluster från skogsmark. Detta betyder låga bakgrundsvärden och ”det mänskliga” bidraget har därför rimligen överskattats i tabell 6.
3.1 Avlopp från enskilda hushåll
Den fosfor som finns i ett hushållsspillvatten härrör i huvudsak från urin, fekalier och fosfatbaserade tvättmedel. Förbrukningen av fosfater med rengöringsmedel har minskat kraftigt under de senaste 15 åren, men användningen är på uppgång igen eftersom ersättningsmedlen inte uppfyllt förväntningarna. Dessutom uppstår pro-blem i reningsverken eftersom de är byggda för fosforfällningar. Rekommendatio-nerna har mer övergått till att använda fosforhaltiga tvättmedel i hushåll anslutna till avloppsreningsverk men att inte använda sådana tvättmedel på landsbygden där man inte är ansluten till avloppsreningsverk. Vid beräkning av bruttobidraget av fosfor används ofta schablonvärdet 1.5 g P/pers. * dygn som bidraget från männi-skans fekalier och urin och ytterligare 0.6 g P/pers. * dygn från bad-, dusch- och tvättvatten (Naturvårdverket, 1995). I slamavskiljare är fosforreduktionen max. 10 %, men med stor variation från dag till dag beroende på aktiviteter i hushållet
bäddar anger Naturvårdverket en fosforreduktion på 25-50 % men hur lång livs-längden kan vara är inte utrett. För infiltrationsanläggningar anges en reduktion på 60 - 80 %, en siffra som kan ifrågasättas (Fredriksson, 1994). Beräkningarna av de enskilda avloppens bidrag till fosfortransporten är mycket osäkra. Framför allt är retentionen mellan anläggningen till det aktuella vattendraget helt okänd. Ibland har man försökt att väga in detta genom att beräkna avståndet från varje anläggning till vattendraget och anta en reduktion i proportion härtill. Eftersom avloppsdikena kan bli mättade med fosfor så småningom är fosforreduktionen inte permanent.
I en utredning om alternativa enskilda avloppsanläggningar (Hellström et al., 2003) uppmättes fosforhalterna i avloppsvattnet före slamavskiljare från 10 an-läggningar vara 6 mg/l TotP och 4,9 mg/l PO4P i genomsnitt. I utvärderingen av 15 anläggningar som är alternativ till de markbäddar och infiltrationsanläggningar som används idag, klarade samtliga anläggningar kravet på 90-procentig fosfor-reduktion. Speciellt bra fungerade de anläggningar som använde kemisk fällning, men även de som utgjorde små biologiska minireningsverk reducerade P tillfreds-ställande. Fosfathalterna i det utgående vattnet varierade mellan 0,04 och 9,2 mg/l och reduktionen motsvarade mer än 90% av fosforn.
3.2 Bakgrundsnivåer
Fosfor via nederbörden Det finns stora osäkerheter vid bestämning av
fosforned-fallet via nederbörden. Mätningar med s.k. bulkinsamling på öppna fält är osäkra och variationerna i fosforhalten har en ganska lokal karaktär (Knulst, 2001). Den totala atmosfärsdepositionen i Skandinavien är vanligen 0,04-0,07 kg/ha * år (Persson & Broberg, 1985). Andelen organisk fosfor uppskattas vara ungefär hälf-ten. Fosforkoncentrationen i nederbörden som når jordbruksmarken kan öka betyd-ligt genom läckage från grödans ovanjordiska växtmaterial till nederbördsvattnet (Stinner et al., 1984). Kunskapen om detta är mycket dålig. I skogsmark anges fos-forhalten öka 2,4 ggr när nederbörden passerar genom trädkronorna (Persson & Broberg, 1985). De anger en bakrundsdeposition av 0,1-0,2 kg/ha * år.
Fosfor från skog Fosforförluster från skogsmark är rimligen för låga för att utgöra
bakgrundsförluster för åkermark. I åtminstone en svensk studie har jordbruksmark visat sig vittra betydligt mer än närliggande skogsmark (Ulén & Snäll, 1998). Kvoten fosfor/kisel i ett antal större vattendrag antyder att bakgrundshalten av fos-for från åker kan vara 2,5 ggr högre än från skog. Det antropogena bidraget från åker kan då beräknas till i genomsnitt drygt 0,2 kg P/ha * år (Ulén, 2003b).
Fosfor från obrukad mark Dräneringsvatten av ogödslad gräsmark har på en
lokal uppmätts ha en totalfosforkoncentration på knappt 0,05 mg/l (Ulén, 2005a) och bäckar från relativt ostörda avrinningsområden i Danmark på 0,05-0,06 (Larsen et al., 1999). Diatoméstudier i Mälaren som indikerar historiska fosfor-halter (Bradshaw & Anderson, 2001) gav ungefär samma koncentrationer; 0,05-0,06 mg/l. Med en avrinning på 200 mm motsvarar detta 0,1-0,2 kg P/ha * år. Jord-bruksmark i försök som varit ogödslade sedan 50-talet har visat på högre
fosforför-luster: 0,2-0,5 kg/ha (Djodjic & Börling, 2004). Förlusterna har inte visat sig vara relaterade till gödslingen och jordar med låg skörd har ofta gett stora läckage.
Tabell 7. Antal observationsfält, dominerande grödor, årsavrinning (AVR) samt förlust via
dräne-ringsrör av total-fosfor (TOTP) och fosfatfosfor efter filtrering (PO4P(f)) som långtidsmedelvär-den 1977-1999 vid momentan provtagning i sex olika regioner i Sverige. Observationsfälten in-går i Naturvårdsverkets miljöövervakning
Region Län Antal Dominerande grödor AVR TOTP PO4P(f)
(mm) (kg/ha*år) (kg/ha*år) Norrland AC, Z 2 vall, korn, havre 275 0,26 0,11
V Svealand, NV Götaland S, T 2 vall, korn, havre 216 0,32 0,15 Mälarregionen med omnejd C, D 2 vall, korn, havre 145 0,57 0,18 S Östkusten E 4 höstvete, korn, 145 0,17 0,05
havre, vall oljeväxter
Centrala Götaland R 2 höstvete, havre, 230 0,23 0,10
vall, korn
Sydlänen M, N 4 höstvete, potatis, 304 0,57 0,36 sockerbetor, majs,
havre, korn
3.3 Förluster från enskilda fält
Årstransporten av löst fosfor och totalfosfor i dräneringsvatten från de svenska observationsfälten anges i tabell 7. Det är samma fält där koncentrationerna redo-visades i tabell 2. Av de 16 fälten svarade två ensamt för närmare hälften av fosfor-förlusterna, medan 7 av fälten tillsammans bara svarar för drygt 10 % av den sam-manlagda förlusten. Fält med mycket ytvattenbrunnar och varierad topografi har i allmänhet större förluster av partikelbunden fosfor än andra i så motto att avståndet till en ytvattenbrunn tycks ha en viss betydelse för fosforhaltens storlek. Stora för-luster av fosfor via dräneringen (upp till 3 kg/ha) har uppmäts från enskilda fält i utlandet (Lundekvam, 1990; Culley et al.; 1983; Skaggs et al., 1994). Mycket stall-gödsel har också gett stora dräneringsförluster av fosfor (Withers et al., 2003). Hur stor andel av den totala fosforförlusten i Sverige som transporteras via marken och hur mycket som transporteras på ytan är svårt att kvantifiera. I det ofta flacka mel-lan svenska mel-landskapet med lerjord svarar transporten via dräneringssystemen rim-ligen för den största andelen. Sålunda uppmättes betydande transport av fosfor via dräneringssystem på Varaslätten där ytavrinningen av fosfor är försumbar (Ulén & Mattsson, 2003) och från dräneringssystem med marina leror i östra Sverige (Ulén & Persson, 1999). Ingen har vågat kvantifiera yterosionens betydelse för den totala fosforförlusten i Sverige. Det finns dock ingen tvivel om att den lokalt kan spela stor roll.
3.4 Förluster från avrinningsområden
Hydrologiska och markkemiska faktorer Genom omfattande studier i
avrin-ningsområden i Pennsylvania har man visat att avrinningen ofta härstammar från vissa källområden som periodvis komprimeras och kontrakteras under nederbörds-tillfällena. Dessa förändringar kan ske mycket snabbt (Zollweg et al., 1996). De låglänta områdena närmast vattendraget kännetecknas ofta av en hög grundvatten-yta och under nederbördsrikare perioder förflyttar sig detta område snabbt längre upp för sluttningarna för att sedan snabbt krympa nedåt igen.
Vissa delar av avrinningsområdet kan kännetecknas av en högre halt fosfor i jorden än andra t. ex. genom en lång tids stallgödselanvändning (Sharpley & Rekolainen, 1996). Genom detta, eller genom att en hög grundvattennivå gör att fosforn i marken blir mer kemiskt labil, kan vissa delområden leverera mycket fosfor till vattendragen. De låglänta områdena har dessutom ofta hög lerhalt och kan därmed svara för en stor del av fosfortransporten. I något fall har så lite som 10 % av avrinningsområdet yta visat sig svara för hela 90 % av transporten. En identifiering av kritiska områden för fosforförluster är en viktig uppgift, så att speciella åtgärder kan sättas in där.
Tabell 7-1. Fosforindex för att gradera den potentiella fosforförlusten från ett enskilt fält
beroen-de på karaktären av transporten enligt praxis i Maryland, USA (Coale, 2000). Vägningsfaktorer är fetstilade. Jorderosionen beräknas med en modifiering av USLE (en empirisk modell fram-tagen i USA på 70-talet). Ytavrinningsklasserna är baserade på jordart och lutning.
Karakteristik Potentiell fosforförlust Jorderosion 0,8 *x jord (t ha-1)
Ytavrinningsklass Ingen/mkt låg (0) Låg (2) Medel (4) Hög (6) Mkt hög (8)
Alvens dränerings- Mycket låg (0) Låg (2) Medel (4) Hög (6) Mkt hög (8)
förmåga
Potential för läckage Låg (0) Medel (2) Hög (4)
Avståndet från fält- > 30m >30m+>7,5m <30m+<7,5m <30m+<7,5m
gräsbevuxen gräsbevuxen gräsbevuxen gräsbevuxen kantzon kantzon+ kantzon+ kantzon+
ELLER >7,5m ej >7,5m ej <7,5m ej >30m+>7,5m gödslad zon gödslad zon gödslad zon gräsbevuxen
kantzon+>7,5m ej göslad zon
Prioritering av Kategori 3 Kategori 2 Kategori 2 Kategori 1 Kategori 1 recipient (0) (1) (2) (3) (4)
3.5 Riskbedömning i ett avrinningsområde
I ett svenskt avrinningsområde (Djodjic et al., 2002) användes en riskbedömning för varje enskilt fält med hjälp av det fosforindex som används i Maryland. Denna metod (Tabell 7-1 - 7-6) bygger på faktorer för erosion, avrinning, vattnets infiltra-tionsförmåga i alven, jordens kapacitet att avge fosfor och tillförseln av handels-gödsel och organiskt fosfor.Tabell 7-2. Fosforindex för att gradera den potentiella fosforförlusten beroende på markkemi och odlingsåtgärder enligt praxis i Maryland, USA (Coale, 2000). Vägningsfaktorer är fetstilade Karakteristik Potentiell fosforförlust Jordtest, näringsindex 0,2 * index
Nivå mineralgödsel 0,05 * (kgP/ha)
Gödslingsmetod Ingen Gödseln Gödseln inkor- Gödseln appliceras Gödseln placeras poreras inom på markytan mars appliceras djupare 5 dagar till november markytan än 2,5 cm efter appli- ELLER december
cering gödseln inkorpore- till februari ras >5 dagar efter
applicering
(0) (15) (30) (45) (60)
Stall/gröngödsling 0,08 * (kgP/ha)
Gödslingsmetod stall- Ingen Gödseln Gödseln inkor- Gödseln appli- Gödseln eller gröngödsling placeras poreras inom 5 ceras på ytan mars- appliceras
djupare än dagar efter nov. ELLER inkorpo- på markytan 2,5 cm applicering reras inom 5 dygn december till
därefter februari
(0) (15) (30) (45) (60)
Tabell 7-3. Avrinningsklasser för ytvatten enligt praxis i Maryland, USA (Coale, 2000).
Väg-ningsfaktorerna är fetstilade
Sluttning Permeabilitet cm/timme
Sluttning Mycket snabb Måttligt snabb Måttligt Långsam Mycket (%) (>50) till snabb långsam till långsam (5-50) måttlig
(0,5-5) (0,15-0,50) (>0,15) (Ringa Försumbar (0) Försumbar (0) Försumbar (0) Försumbar (0)Försumbar (0)
avrinning)
<1 Försumbar (0) Försumbar (0) Försumbar (0) Liten (2) Måttlig (4)
1-5 Försumbar (0) Mkt liten (0) Liten (2) Måttlig (4) Hög (6)
6-10 Mycket liten (0) Liten (2) Måttlig (4) Hög (6) Mycket hög (8)
11-20 Mycket liten (0) Liten (2) Måttlig (4) Hög (6) Mycket hög (8)
>20 Liten (2) Måttlig (4) Hög (6) Mycket hög (8) Mycket hög (8) Koefficienterna för jordarnas dräneringsförmåga (Tabell 7-1) och permeabilitet (Tabell 7-3) är anpassade för delstatens jordart. Motsvarande beräkningar saknas för svenska jordar med olika jordarter. För riskuppskattningar bör man också beakta andra hydrologiska faktorer. Avrinningen sker framför allt i vissa källom-råden. I områden med hög grundvattenyta eller mycket makroporflöde kan fosfor-förlusterna öka dramatiskt. För att utveckla riskbedömningen är det alltså viktigt, dels att få fram bättre samband mellan markanalyser och fosforförluster, och dels att kunna göra en hydrologisk riskbedömning i fält.
Tabell 7-4. Avrinningsklasser för dräneringsvatten enligt praxis i Maryland, USA (Coale, 2000).
Vägningsfaktorer är fetstilade
Djup till Dräneringsklass
grundvatten- Mkt dålig Dåligt Halvdåligt Halvbra Bra Utmärkt Ytterst bra nivå (m) dränerad dränerad dränerad dänerad dränerad dränerad dränerad 0-5 Hög Mkt hög Mkt hög Mkt hög Mkt hög Mkt hög Mkt hög
(6) (8) (8) (8) (8) (8) (8)
6-12 Måttlig (4) Måttlig (4) Måttlig (4) Måttlig (4) Hög (6) Hög (6) Hög (6)
13-20 Låg (2) Låg (2) Låg (2) Låg (2) Måttlig (4) Måttlig (4) Måttlig (4)
>20 Mkt låg (0) Mkt låg (0) Mkt låg (0) Låg (2) Låg (2) Låg (2) Låg (2)
Täckdikat* Hög (6) Hög (6) Hög (6) Hög (6) Hög (6) Hög (6) Hög (6)
*alla djup
Tabell 7-5. Läckagepotentialen enligt praxis i Maryland, USA (Coale, 2000). Vägningsfaktorer är
fetstilade
Läckagevärde Djup till grundvattennivån (m) 1 2 3
0-5 Måttlig (2) Hög (4) Hög (4)
6-12 Låg (0) Måttlig (2) Hög (4)
13-20 Låg (0) Måttlig (2) Hög (4)
>20 Låg (0) Låg (0) Måttlig (2) Tabell 7-6. Modifiering med hänsyn till buffertzoner enligt praxis i Maryland, USA (Coale, 2000).
Vägnings-faktorer är fetstilade
Avstånd till ytvatten och annan information om buffertzonen Värde >30m till ytvatten 0 <30m till ytvatten OCH >15m permanent bevuxen buffert ELLER 2 <30m till ytvatten OCH >7,5m permanent bevuxen buffert OCH 2 >7,5m icke Pgödslad zon
<30m till ytvatten OCH <7,5m permanent bevuxen buffert OCH 4 >7,5m icke Pgödslad zon
<30m till ytvatten OCH >7,5m permanent bevuxen buffert OCH 6 <7,5m icke Pgödslad zon
<30m till ytvatten OCH <7,5m permanent bevuxen buffert OCH 8 även <7,5m icke Pgödslad zon
I fosforindex enligt Maryland tar man också hänsyn till sjön som är mottagare (recipient). Detta görs genom en prioritering med hänsyn till hur känslig eller skyddsvärd recipientvattnet är (Tabell 7-1).
I tabell 8 finns en länsvis sammanställning av svenska sjöar klassade i tre grupper efter fosfortillstånd (Johansson & Persson, 2001). Ett mycket enkelt index baserat på fördelningen mellan klasserna har också räknats ut (1* andel i klass 1, + 3 * andel i klass 2, + 5 * andel i klass 3). En utveckling av ett index för sjöar skulle kunna göras genom att ta hänsyn till att sjöar är känsligare för eutrofiering ju grundare och varmare de är. Sjöar med långsam vattenomsättning är mer känsliga
för om det tillrinnande vattnet har hög fosforkoncentration än sjöar med snabb vattenomsättning. Förhållandet mellan kväve och fosfor är också av betydelse. Tabell8 visar att sjöar med höga fosforkoncentrationer främst finns i Mälar-regionen med omnejd och i sydlänen. Det är också där de högsta fosforhalterna mätts upp i vatten från dräneringsrör.
Tabell 8. Totalfosforhalter (TOTP) som medelvärden i sex olika regioner i Sverige beräknade
från mätningar från dräneringsrör och i bäckar samt fördelningen av sjöar (%) klassade efter totalfosforhalter sommartid (Johansson & Persson, 2001) och ett enkelt sjöindex
Region o länskod Dränerings Jordbruks Sjöar Sjöar Sjöar Enkelt vatten bäckar klass 1 klass 2 klass 3 sjöindex
TOTP TOTP 0,025- 0,050- >0,100 för 0,050 0,100 eutrofi (mg/l) (mg/l) (%) (%) (%) Norrland 0,05 0,12 81 15 4 1,5 AC, BD, Z, Y, X, W V Svealand, NV Götaland 0,15 0,11 84 11 5 1,4 S, T, P, O Mälarregionen med 0,29 0,16 61 30 9 2,0 omnejd U, C, AB, D S Östkusten 0,12 0,19 66 30 4 1,8 E, H, I Centrala Götaland 0,10 0,09 75 20 5 1,6 R, F, G Sydlänen 0,20 0,16 68 20 12 1,9 K, M, N
4 Fosforn omsättning i vattendrag
4.1 Processer
Vattendragen kan ta emot fosfor via vinderosion, ytavrinning, dräneringsvatten, grundvatten nederbörd och via punktkällor. Därtill kommer ökningen av fosfor-halten vid interna processer i vattendraget såsom bottenerosion, bankerosion, sus-pension och biologiska/kemiska processer. Minskning i fosforhalten kan ske ge-nom sedimentation och andra biologiska och kemiska processer. Gege-nom sedimen-tationen kan det således ske en retention av fosfor. En signifikant sådan har också konstaterats i några jordbruksåar (Wörman et al., 1995) liksom att det vid somma-rens lågflöden sker en ansamling av fosforn i bottenbädden (Ulén et al., 2003). Senare under säsongen kan den partikelbundna fosforn öka genom resuspension från bottnar. Denna temporära upplagring medför att retentionen av fosfor upp-ströms ett vattendrag kan reglera variationerna i fosforhalten nedupp-ströms. Eroderat material från åbädden har egenskaper som senare kan tänkas medföra fosforfrigö-relse och desorption av fosfat från partiklarna om de når sjöar som har andra pH-värden och andra redoxförhållanden än vattendraget. En signifikant erosion av fosforrikt material från bankarna har också uppmätts (Krongvang et al., 1997). I Danmark anses detta vara en av de viktigaste källorna för fosfor i vattendragen.
5 Fosforns omsättning i sjöar
5.1 Processer
Eutrofiering i egentlig mening är vattenkemiska förändringar: större näringsrike-dom, ökad vattengrumling och ökad syreförbrukning i bottenvattnet. Förändringar-na ger i sin tur upphov till biologiska förändringar såsom ökad produktion och biomassa, ökad produktion av bakterier och djur, förändrad artsammansättning m.m.
I sjöars bottensediment är det mycket vanligt att fosforn binds till järnhydrox-idkomplex, men denna typ av bindning upphör när syrgashalten närmar sig noll. Fosfat kan då snabbt lösas ut ur sedimenten till vattnen men processen påverkas av bl. a. nitrattillgången. Nitrat kan ersätta syre och motverka reduktion av järn i se-dimentytan. Den fosfor som finns bunden i bottensedimentet kan kemiskt karaktä-riseras genom extraktioner som visar hur stor andel som är permanent bunden och hur stor andel som kan tänkas gå i lösning. Med en allmänt brukad metod arbetar man med fyra fraktioner i sedimentet.
De viktigaste mekanismerna som transporterar löst fosfor från porvattnet upp till fria vattenmassan är: bioturbation, vindinducerad turbulens, gasutströmning och diffusion (Persson & Olsson, 1992).Den organiska fosforn i bottensedimenten är antagligen rörlig i större utsträckning än man tidigare trott, bl. a. genom snabb nedbrytning eller frigörelse från bakterier vid syrgasbrist. Dessutom kan den orga-niska fosforn i partikelform föras upp i vattenmassan när övervintrande blågröna alger vandrar från bottensedimentet och uppåt. Den kan också föras upp av ätande mört och karpfiskar. Vindinducerad turbulens gör att det kan ta minst 10 år innan fosfor är mera permanent begravd i bottensedimentet (Sonzogni et al., 1982). I en större svensk sjö har det beräknats till 50 år (Rydin, 1999).
Fosforfraktioner med metod för extrahering av sjösediment enligt Hieltjes &
Likle-ma (1980)
(1) Den oorganiska fosfor som bundits till kalk som apatitkomplex och som kan betrak-tas som olöslig.
(2) Den icke apatitbundna oorganiska fosforn.
(3) En labil fraktion av fosforn som kan gå i lösning, framför allt vid höjt pH och/eller mycket låg syrgashalt.
(4) Den organiskt bundna fosforn.
Mätning av algtillgänglig fosfor Vad som potentiellt är algtillgängligt uppskattas dels
genom biotester med alger och dels genom kemisk extraktion. Ingen kemisk fraktion representerar emellertid algtillgänglig fosfor tillfredsställande (Ekholm, 1998). Vid alg-testerna påverkas resultatet mycket av själva utförandet. Alger i direktkontakt med par-tiklar kan frigöra extra fosfor genom sina ytbundna enzymer. Om algerna blandas kraf-tigt med partiklarna ger därför ett algtestet ett högt värde på tillgängligheten jämfört med om alger och partiklar åtskiljs av ett membran. De lösta fosfaterna är direkt algtill-gängliga. Annan fosfor som ingår i analysen av totalfosfor står vanligen i någon slags
