Förslag till. Bedömningsgrunder för kust och hav Växtplankton och näringsämnen

Transkript

1 1

2

3 Förslag till Bedömningsgrunder för kust och hav Växtplankton och näringsämnen Ulf Larsson, Susanna Hajdu, Jakob Walve 1 (Egentliga Östersjön) Agneta Andersson och Peder Larsson (Bottniska Viken) Lars Edler 3 (Västerhavet) 1 Systemekologiska Institutionen, Stockholms universitet, Stockholm Inst. för Ekologi och Geovetenskap, Umeå universitet, Umeå 3 SMHI, Oceanografiska enheten, Nya Varvet 31, 6 71 Västra Frölunda 3

4 INNEHÅLLSFÖRTECKNING SAMMANFATTNING... 6 SUMMARY UPPDRAGET INLEDNING BEDÖMNINGSGRUNDER Allmänna överväganden Bottniska Viken Egentliga Östersjön Västerhavet Metodik Bottniska Viken Egentliga Östersjön Västerhavet Data Bottniska Viken Egentliga Östersjön Västerhavet Referensvärden och klassgränser Totalkväve Totalfosfor Klorofyll a Biovolym Siktdjup Beräkning och tolkning.... BAKGRUNDSINFORMATION Fastställande av referensförhållanden Bottniska Viken Egentliga Östersjön Västerhavet Överväganden Val av tidsperiod Validering/Kvalitetssäkring Bottniska Viken Egentliga Östersjön Västerhavet... 38

5 .. Osäkerhet Bottniska Viken Egentliga Östersjön Västerhavet Fortsatt utveckling av bedömningsgrunder Korrigering för naturlig variation i referensförhållanden Kvalitetsvariabeln växtplankton REFERENSER APPENDIX Appendix Empiriska relationer mellan TN, TP, Siktdjup & klorofyll a i egentliga Östersjön Appendix 1a Uppskattning av referensvärden för totalkväve Appendix 1b Samband mellan totalkväve och klorofyll a i Eg. Östersjön Appendix 1c... 6 Samband mellan klorofyll a och siktdjup i eg. Östersjön... 6 Appendix 1d Samband mellan växtplanktons biovolym och klorofyll a i eg. Östersjön Samband mellan växtplanktons biovolym och klorofyll a i Västerhavet Appendix 1e... 7 Samband mellan totalkväve/totalfosfor och PEGbiovolym i Eg. Östersjön... 7 Appendix Samband mellan koncentration av totalkväve och totalfosfor Appendix Relation mellan klorofyllkoncentration i ytvatten- respektive integrerat prov Appendix... 8 Korrektion av totalkväve-, totalfosfor-, klorofyll- och siktdjupsmätningar i Egentliga Östersjöns kustvatten för naturligt sötvattenbidrag av näringsämnen samt för påverkan från öppna havet... 8 Appendix Test av klassning på sommarkarteringsdata från Svealands kustvatten Appendix Test av sötvattenkorrektion och klassning i typområde 13, Östergötlands inre kustvatten

6 Sammanfattning För implementering av EUs ramdirektiv för vatten (i fortsättningen Vattendirektivet, VD) ställs krav att varje medlemsstat kan bedöma kvaliteten på ytvatten (förordning :66: förvaltning av kvaliteten på vattenmiljön). Bedömningen är typområdesspecifik och skall ske enligt en femgradig skala. Den avgör om åtgärder måste sättas in. Detta uppdrag är ett av flera, som sammantaget syftar till en vidareutveckling av preliminära bedömningsgrunder för kust och hav (t.ex. Samuelsson et al. ). Projektets mål var att ta fram referensvärden och sätta klassgränser för växtplankton, klorofyll a, totalkväve, totalfosfor och siktdjup. I vissa fall har nya referensvärden och klassgränser tagits fram, i andra fall har tidigare föreslagna referensvärden och klassgränser justerats. Vi har använt data från den nationella miljöövervakningen, Svealands kustvattenvårdsförbund, recipientkontroll samt publicerad information för att utveckla bedömningsgrunder för de ovan nämnda parametarna för sommarperioden (juni-augusti). Då är variationen i många variabler som minst, samtidigt som också risken för oönskade algblomningar är som störst i många områden. Växtplankton är en av de tre biologiska variabler som skall användas för att bedöma ekologisk status i kustvatten enligt VD. Vattenkvaliteten skall bedömas med hjälp av parametrarna artsammansättning, förekomst, biomassa och blomningar av växtplankton. VD tar inte upp klorofyll som en proxy-variabel för växtplanktonbiomassa men vi har föreslagit bedömningsgrunder för klorofyll a, eftersom det är ett indirekt mått på växtplanktonbiomassa och det finns en stor mängd klorofyllobservationer från Sveriges kustvatten. Enligt VD skall bedömningsgrunderna utgå från referensvärden (Rv), vilket beskriver nästan opåverkade förhållanden. Hur detta skall göras är inte självklart, eftersom det inte längre finns opåverkade områden längs svenska kusten och begränsat med historiska data. Vi har därför använt följande ansats: Rv för näringsämnen har extrapolerats genom att använda historiska data på siktdjup tillsammans med nutida relationer mellan siktdjup och näringsämnen. Vidare har sambandet mellan näringsämnen och växtplanktonbiomassa, klorofyll a, respektive siktdjup använts för att skatta referensvärden för dessa variabler. I egentliga Östersjön har klassgränserna satts i relation till effekt. Sambandet mellan dos (näringsnivå) och effekt (koncentration av klorofyll a, mängd växtplanktonbiomassa eller siktdjup) har analyserats med hjälp av flera stora nya, såväl som gamla datamaterial. I egentliga Östersjön fann vi ett generellt bättre samband med totalkväve än totalfosfor. Totalkväve används därför i alla empiriska relationer för egentliga Östersjön och vi har inte tagit fram generella dos-effekt relationer med totalfosfor. Istället föreslås att det vanligtvis goda sambandet mellan totalkväve och totalfosfor används för att grovt klassificera utifrån fosforkoncentrationer. Klassningen bör bara betraktas som vägledande och indikerar om fosfor finns i över- eller underskott i relation till kväve. Det öppna kustområdet har bedömts ha måttligt status som en konsekvens av den allmänna försämringen av tillståndet i öppna Östersjön. Det innebär att god vattenkvalitet i kustområdet inte kan nås genom lokala åtgärder i det avrinningsområde som ansluter till kustområdet. 6

7 En generell bedömningsgrund för total växtplanktonbiovolym (baserad på standardbiovolymer för växtplankton) har tagits fram för Sveriges samtliga typområden. För egentliga Östersjön baseras klassificeringen på värden som korrigerats för sötvattenpåverkan och tillståndet i havet utanför typområdet. För Bottniska Viken och Västerhavet har individuella klassgränser för de olika typområdena tagits fram med hjälp av relationer mellan växtplankton och olika miljöparametrar. Detta innebär att det finns förslag till bedömningsgrunder för biovolym, klorofyll a och siktdjup för samtliga 5 typområden längs Sveriges kust. Bedömningsgrunder för totalkväve och totalfosfor har tagits fram för egentliga Östersjön, och SMHIs bedömningsgrunder för Bottniska Viken har validerats. Validering har gjorts genom att beräkna rullande 3-årsmedelvärden för sommarperioden eller, då långa tidsserier saknats, med medelvärden för kortare tidsperioder för en viss månad. Resultatet av klassificeringen överensstämde i stort med expertbedömning av vattenkvalitén. När förhållandena varierar kraftigt inom ett typområde, beroende på sötvattentillförsel eller påverkan från öppna havet, kan typområdesspecifika klassgränser ge missvisande klassificeing. I egentliga Östersjön finns t.ex. områden med stor sötvattenpåverkan. Vi förslår därför en enkel blandningsmodell för korrektion av uppmätta värden, baserad på sötvattenpåverkan och uppskattade referenskoncentrationer i tillrinnande sötvatten. Korrektionen räknas fram med hjälp av empiriska relationer. Ansatsen har ytterligare en stor fördel då det blir möjligt att skatta effekten av den allmänna försämringen i Östersjön på individuella vattenförekomster och därigenom bedöma den antropogena påverkan från anslutande avrinningsområden. Modellen har tagits fram för egentliga Östersjöns kustområden, men kan med fördel appliceras även på andra områden. För södra Bottenhavet föreslås liknande klassgränser som i egentliga Östersjön. Längre norrut får den ökande humushalten en allt större inverkan på siktdjup, klorofyll och växtplankton. Klassbredderna är därför satts något vidare än i egentliga Östersjön. I Västerhavet har klassgränserna för klorofyll a och biovolym bestämts på grundval av sambandet med, i första hand, totalkväve och i andra hand siktdjup. I Öresund (typområde 6) har klassificeringen visat sig komplicerad. Klassgränser och värden skiljer sig väsentligt mellan klorofyll a och växtplanktonbiomassa. Orsaken till detta är troligen det komplicerade vattenutbytet, med snabba skiftningar mellan utsötat Östersjövatten och salt Kattegattvatten och därmed växlingarna mellan växtplanktonarter från respektive havsområde. Vi föreslår delning av flera typområden. På grund av skillnader i såväl salthalt som näringsämneskoncentrationer, har typområde 1 längs västkusten delats upp i en nordlig (tillhörande Skagerrak) och en sydlig del (Kattegatt). I typområde 1 finns en stark salt- och fosforgradient, bl.a. beroende på uppvällning av näringsrikt vatten i områdets södra del och influenser från Bottenhavet i dess norra. Modellberäknade data på naturlig bakgrundskoncentration av näringsämnen i tillrinnande sötvatten tyder på betydande skillnader inom typområdet. Vi föreslår därför en delning av typområde 1. Vidare föreslår vi delning av typområde 16 vid Öregrund i en nordlig och sydlig del. Förhållandena söder om sundet vid Öregrund avviker påtagligt från de norr därom. Sannolikt beror detta på en sydgående ström som ger upphov till 7

8 ökad strömhastighet när vattenmassorna pressas igenom det trånga sundet i Öregrundsgrepens södra del. Utveckling av bedömningsgrunder för total växtplanktonbiomassa kan ses som ett första steg i användningen av kvalitetsfaktorn växtplankton enligt EUs ramdirektiv för vatten. Vi vill dock poängtera vikten av att dessa vidareutvecklas till att omfatta växtplanktonsamhällets artsammansättning. Vi ger här förslag på fortsatt utveckling av bedömningsgrunder för växtplankton med särskild vikt på artsammansättningen och blomfrekvens. Summary To implement the EU Water framework directive (WFD), all member states have to state the ecological status of their coastal waters. The classification should be specific for different surface water body types and made in five classes and will regulate the implementation of mandatory mitigation measures. Phytoplankton is one of the three biological quality elements that should be used to evaluate ecological status of surface water bodies. According to the WFD, classification should be based on phytoplankton species composition, abundance, biomass and blooms. The aim of this project was to develop classifications based on phytoplankton biovolume and chlorophyll a as a proxy-variable for biovolume, although chlorophyll is not included in the WFD, and on the physical-chemical support variables total nitrogen (TN), total phosphorus (TP) and Secchi depth. In this work, classifications were made for the summer period (June-August) to minimize temporal variability. Summer is characterized by fairly stable environmental conditions but also carry the greatest risk of nuisance phytoplankton blooms. According to the WFD the classifications should be based on reference values, representing near pristine conditions. Since we lack historical data on phytoplankton and most other variables, we first estimated reference values for TN and TP from historical data on Secchi depth and empirical relations between nutrients and Secchi depth based on modern data. Then, the modern relationships between nutrients and phytoplankton biovolume and chlorophyll a were used to estimate reference conditions for these variables. We have used data from Swedish monitoring programmes, Svealands kustvattenvårdsförbund, control programmes and published data. Classifications for the Baltic proper coastal areas are essentially based on doseeffect relations with total nitrogen which was used to calibrate classes to assure a similar outcome of classification exercises. In the Baltic proper the relation between phytoplankton and TN was stronger than between phytoplankton and TP and consequently only TN was used to develop classifications for phytoplankton. Initially expert judgement was used to classify conditions in open coastal areas as having moderate status. Outside major freshwater outflows, salinity gradients cause conditions in the surface water bodies to vary greatly. Therefore we suggest a simple mixing model based on salinity, to calculate individual surface water body reference conditions corrected for background concentrations in freshwater discharges. Prior to decisions on management actions we suggest that coastal reference values also 8

9 should be corrected for the general deterioration of our coastal seas. This will allow water authorities to estimate to what extent local sources influence coastal water quality. Given that the effects of mitigation measures as lowered nutrient concentrations can be calculated, the suggested empirical model provides quantitative estimates of the resulting improvement in Secchi depth and reductions in chlorophyll a and phytoplankton biomass. We have applied this model to the coastal area of the Baltic proper with good results and suggest it should be tested further, and applied to all coastal areas. The southern Gulf of Bothnia is influenced by the Baltic proper and a similar classification has been used in both areas. Further north in the Gulf of Bothnia the influence of humic substances from freshwater increases which motivate an upward adjustment of the classification limits for Secchi depth, chlorophyll a and phytoplankton. On the west coast of Sweden the class boundaries for chlorophyll a and phytoplankton biomass (biovolume) have been based on the relation between TN and Secchi depth. In the Öresund (area 6) classification is complicated. Class boundaries differ considerably between chlorophyll a and phytoplankton biomass. The reason is probably the complicated water exchange, with varying influences of low-saline Baltic water and salty Kattegat water which will cause great variability in phytoplankton species composition. We suggest splitting of some of the surface water body types. Area 1 on the Swedish west coast is divided in two, with the northern part in the Skagerrak and the southern in the Kattegat. This split is motivated by differences in salinity as well as nutrient concentrations. A split of area 1 is motivated similarly by a strong salinity and phosphorous-gradient, due to upwelling of nutrient rich water in the south and a strong influence from the Bothnian Sea in the north. Furthermore, we suggest splitting of area 16. The conditions north of Öregrundsgrepen deviate markedly form those to the south. This may be due to a mainly southbound current which will increase its speed in the funnel shaped Öregrundsgrepen and resuspend sediments when passing the narrow and shallow sound connecting southern part of the area. We have developed classifications for total phytoplankton biovolume and chlorophyll a for all 5 surface water body types. For the Baltic proper these are based on freshwater corrections, while in the Gulf of Bothnia and on the West coast of Sweden individual values are presented. Classifications for Secchi depth are given for the Baltic proper and the Gulf of Bothnia. Classifications for TN and TP are given for the Baltic proper. The classifications have been tested with running three year averages when sufficient data were available or with 3 year averages. In general, the results of the ecological classification were compatible with expert assessments. The classification system based on phytoplankton biovolume presented here should be seen as a first step to use of the quality-factor phytoplankton in WFD. A future development to include phytoplankton species composition is urgently needed to use the full information of phytoplankton data. 9

10 1. Uppdraget Uppdraget var att utveckla referensvärden och sätta klassgränser för kvalitetsfaktorn växtplankton enligt Förordning (:66) om förvaltning av kvaliteten på vattenmiljön (som i sin tur hänvisar till bilaga V i Ramdirektivet vatten). I uppdraget ingick att ta fram nya och reviderade referensvärden och klassgränser för klorofyll, biovolym och siktdjup samt att ta fram empiriska relationer mellan siktdjup och näringsämnen, klorofyll och växtplanktons biovolym som underlag för referensvärden och klassgränser. Referensvärden och gränser skulle i möjligaste mån revideras/tas fram för samtliga 5 typområden. Dessutom skulle referensvärden och klassgränser tas fram och ses över för totalkväve och totalfosfor för de typområden som ingår i Svealands kustvatten.. Inledning Växtplankton lämpar sig väl att användas som varningssignal för ändrad vattenkvalitet, då de snabbt reagerar på förändringar i närsaltsbelastning. Förändringar i växtplanktonsamhället är den primära orsaken till många störningar i andra biotoper. Mängden växtplankton påverkar siktdjupet och därigenom algbältenas vertikala utbredning. Ökad produktion av växtplankton är den främsta orsaken till påverkan på sedimentlevande organismer, direkt genom ökad födotillgång och indirekt genom försämrade syreförhållanden. De utgör basen för animalisk produktion i havet och förändringar i växtplanktonproduktionen kan leda till störningar i fisk- och skaldjursproduktionen. Ytterligare exempel på växtplanktons betydelse för vattenkvalitet är förekomsten av giftiga algblomningar. Sådana har upprepade gånger skapat stora problem för vattenbruket på västkusten, medan kvävefixerande cyanobakterier misstänks bidra till eutrofieringen av Östersjön och påverkar turistnäringen negativt. Många cyanobakterier producerar den neurotoxiska aminosyran BMAA som kopplas ihop med sjukdomar som Alzheimer. Detta har nyligen fått stor uppmärksamhet från bl.a. livsmedelsverket som börjat undersöka förekomsten av BMAA i livsmedel. Blomningar av andra algarter har orsakat fiskdöd i instängda områden, och man har funnit spår av nodularin (produceras i Östersjön av cyanobakterien Nodularia spumigena) i fisk. Växtplanktonsamhället innehåller även en mängd potentiellt giftiga arter som vi inte vet om de har, eller under vilka omständigheter de kan få, en påverkan. Osäkerheten om den framtida utvecklingen är idag stor när gamla hot håller på att åtgärdas (eutrofiering, vissa miljögifter, metaller) samtidigt som nya växer fram (klimatpåverkan, nya kemikalier). En orsak till att växtplankton inte fått den användning inom miljöövervakning som motiveras av den information som artsammansättning ger, är sannolikt att bedömningsgrunder har saknats. Dessutom krävs en hög kompetens för analysen, som även är tidskrävande och kostsam. Tolkningen av hur växtplanktonssamhället påverkas av naturlig variation och antropogena utsläpp är komplicerad och kräver långa tidsserier. Det är en komplicerad och ännu olöst uppgift är att inordna de mångtaliga växtplanktonarterna i ett kvantitativt klassificeringssytem. Därför har många länder valt att använda klorofyll som proxy-variabel för växtplanktonbiomassa. 1

11 Sverige har en lång och mycket varierande kust. Kustvattnen är indelade i 5 typområden med olika fysikaliska och kemiska egenskaper (Håkansson & Hansson 3). Kompletta växtplanktonundersökningar under längre tidsperioder har utförts i 8 av dessa områden (Walve 3, inventering SMHI). I Bottniska viken och i egentliga Östersjön finns bara en monitoringstation vardera i område (Örefjärden) och 1 (Askö), medan det i Öresund, Hallands- och Bohuskusten finns data från samtliga typområden (1-6). Gradienter med användbara växtplanktondata finns i mycket begränsad omfattning, med huvuddelen längs Västkusten. För att uppfylla Vattendirektivets (VD) krav har vi valt att ta fram bedömningsgrunder för biomassa av växtplankton. Detta kan ses som ett första steg för att uppfylla VDs krav, och vi ser goda möjligheter att vidareutveckla bedömningsgrunderna till att även omfatta växtplanktons artsammansättning. Användningen av biovolym som bedömningsgrund för vattenkvaliteten skapar goda förutsättningar för framtida kunskapsförbättring, eftersom den innehåller inbyggd information om artsammansättningen. I VD föreskrivs ett klassificeringssystem uppbyggt på referensvärden (Rv). Referensvärdet skall motsvara ett nästan ursprungligt, opåverkat tillstånd. Ingen del av Sveriges kustvatten är i dagsläget opåverkat. Historiska data, empiriska modeller eller expertbedömning av växtplanktonrelaterade parametrar behöver därför användas för att skatta referensvärden. Vi har använt ett mycket omfattande och kvalitetssäkrat material för att skatta koncentration av totalkväve, totalfosfor, klorofyll och växtplanktons biovolym vid referensförhållanden samt förslå klassgränser enligt klassificeringssystemet. 3. Bedömningsgrunder 3.1. Allmänna överväganden Bottniska Viken Bottniska Viken bedöms generellt vara ett ganska opåverkat havsområde. Detta gäller speciellt Bottenviken där fosforhalterna har sjunkit under det senaste decenniet. Då Bottenviken är kraftigt fosforbegränsad, har detta inneburit minskande primärproduktion och växtplanktonbiomassa (Andersson och Wikner ). Laamanen et al. () anser att Bottenviken är det enda havsområde där siktdjupet inte minskat de senaste hundra åren. Redovisade data tyder dock på en mindre minskning (~ m) men det framgår inte klart om slutsatsen baseras på att skillnaderna inte var signifikanta. Bottenhavet påverkas mer av det eutrofierade vattnet i egentliga Östersjön, speciellt de södra delarna där vatten förs in med norrgående strömmar. Baserat på skattningar i diagram redovisade av Laamanen et al. () har siktdjupet minskat med ca 3 m sedan början av 19-talet. I södra Bottenhavets inre kustvatten (typområde 16) har vi observerat kraftigt förhöjda klorofyllhalter, vilket indikerar en sämre ekologisk status. Detta typområde är för övrigt mycket inhomogent, varför vi föreslår att det delas i två typområden (se förslag i Tabell 3..1 i kapitel 3.). Data för detta arbete kommer mest ifrån Bottniska Vikens utsjöområden, vilket har gjort det lättare att utveckla bedömningsgrunder för yttre kustvatten. Yttre kustvatten påverkas starkt av utsjön, varför förhållandena torde vara likartade. För att ta fram bedömningsgrunder för inre kustvatten har vi använt data från det fåtal undersökta 11

12 utsjö-kust gradienterna. För validering och utveckling av bedömningsgrunderna behövs extensiva karteringar i yttre och inre kustvatten i Bottniska Viken. Tabell 3.1. Använda förkortningar. Förkortning Förklaring BG Bedömningsgrund VD Vattendirektivet SISU Systemekologiska institutionen, Stockholms universitet SKVVF Svealands kustvattenvårdsförbund TP Totalfosfor TN Totalkväve CHL Klorofyll SIKT Siktdjup BIOV Biovolym EQR Ekologisk kvalitetskvot (Ecological quality ratio) SD Standardavvikelse H Hög status G God status M Måttlig status O Otillfredsställande status D Dålig status HG Gräns mellan H och G GM Gräns mellan G och M (=gräns för acceptabel påverkan) MO Gräns mellan M och O OD Gräns mellan O och D Rv Referensvärde (nära opåverkade förhållanden) B1 Station B1 vid Askö i norra egentliga Östersjön H Station H i Himmerfjärden i norra egentliga Östersjön BY31 Station BY31 vid Landsort i norra egentliga Östersjön Egentliga Östersjön Vid framtagandet av EUs Ramdirektiv för vatten tycks det för kustområden ha varit fokus på de öppna okomplicerade kusterna längs Nordsjön, Atlanten och Medelhavet där den mänskliga påverkan bara når en kort sträcka ut i havet innan utsläppen spätts ut eller transporterats bort. I Östersjön finns också öppna okomplicerade kuster men den stora skillnaden är att föroreningarna tillförs en begränsad vattenvolym med lång omsättningstid och att det finns topografiskt mycket komplicerade skärgårdar. I Östersjön får alla strandstaterna gemensamt bära konsekvenserna av utsläppta föroreningar oavsett i vilken utsträckning de själva bidragit, i Havsmiljökommissionens slutbetänkande benämnt allmänningens förbannelse. Det finns idag en samstämmig uppfattning att Östersjön är påverkad av utsläpp och att åtgärder är nödvändiga. På några områden har kraftfulla åtgärder vidtagits, t.ex. mot utsläpp av vissa miljögifter, som gett stora förbättringar. På andra områden är resultaten betydligt sämre, t.ex. eutrofiering. HELCOMs EUTRO-projekt (Andersen et al. 5) har bedömt att alla 13 utsjöområden och 9 kustområden som klassats är eutrophication problem areas. Havsmiljökommissionen bedömde att bristande möjligheter till koordinering av staternas satsningar vara den främsta orsaken till att så lite gjorts och såg EUs Ramdirektiv för vatten som ett viktigt framtida instrument för en bättre vattenmiljö. 1

13 Att Östersjön har en väsentligt förhöjd näringsnivå utgör en komplikation vid tillämpningen av vattendirektivet som knappast var förutsedd. Kustområdet kommer att påverkas från två håll, från land och från öppna havet. Eftersom åtminstone delar av Östersjöns öppna havsområden bedöms vara så påverkade att åtgärder måste vidtas är det svårt att se att inte en liknande bedömning måste göras för kustområdet även om påverkan från land är försumbar. Åtminstone för egentliga Östersjön leder ett sådant resonemang till slutsatsen att god/måttlig gränsen har passerats. Det är inte självklart hur detta skall hanteras, särskilt inte i områden där påverkan även sker från land. Man måste då hitta sätt att bedöma hur stor del av påverkan som kommer från havet, respektive land och om den senare är så stor att vattenområdet även utan påverkan från havet skulle klassas som måttligt påverkat. Även utan ett påverkat hav är klassning av vattenkvalitet komplicerad i kustområden med stora gradienter inom typområden. Detta blir särskilt komplicerat i skärgårdar där även en mängd andra faktorer påverkar vattenkvalitén. Eftersom alla vattenförekomster inom ett typområde skall klassas efter samma bedömningsgrund saknas möjlighet att ta hänsyn till att naturgivna faktorer påverkar alla kvalitetsvariabler. En viktig orsak till variation inom ett typområde kan vara skillnader i graden av sötvattenspåverkan. Det finns också tydliga indikationer på att faktorer som medeldjup, exponering för vindar, vattenomsättningstid mm. kan ge högre näringsnivå, mer växtplanktonbiomassa och klorofyll och sämre siktdjup. Detta kan i sin tur påverka vegetationsklädda bottnars djuputbredning och sedimentlevande fauna. En preliminär analys av dessa faktorers inverkan på vattenkvalitén i olika vattenförekomster återfinns i avsnitt.5.1. I detta underlag till bedömningsgrunder för egentliga Östersjön har vi påbörjat utvecklingen av ett arbetssätt som ger möjlighet att korrigera för vissa avvikelser från referensförhållanden som inte orsakas av människan. Vissa typområden är mycket inhomogena även i egentliga Östersjön, varför vi föreslår att de delas, se Tabell I typområde 1 finns en stark salt- och fosforgradient, bl.a. beroende på uppvällning av näringsrikt djupvatten från Östersjön i områdets södra del och influenser från Bottenhavet i dess norra. Ytterligare anledning att dela området är att modellberäknade data på naturlig bakgrundskoncentration av näringsämnen i tillrinnande sötvatten skiljer sig för olika avrinningsområden. Om flödet av sötvatten är stort kan detta antas påverka referensförhållandena. Kopplingen mellan avrinnings- och havsområden är en faktor som inte vägdes in när kusten delades in i typområden, något som i efterhand framstår som märkligt eftersom den stora innovationen med VD var att följa vattnets väg Västerhavet Västerhavet, bestående av Skagerrak, Kattegatt och Öresund, utgör förbindelsen mellan Nordsjön och Östersjön. Därigenom är förhållandena vad gäller såväl hydrografi och kemi, som den biologiska mångfalden påverkade från tre håll om tillförseln av sötvatten och föroreningar från land inkluderas. Östersjöns utflödande vatten med en förhöjd näringsnivå följer den svenska västkusten och har därigenom en stor inverkan på alla typområden i Västerhavet. Samtidigt påverkar Nordsjöns näringsrika vatten de svenska kustområdena, dels genom Jutlandsströmmen, dels genom djupvattnet. Om än i mindre skala än i Östersjön, kan man räkna med att de öppna delarna av Västerhavet har en förhöjd närsaltstatus. Detta gäller i första hand Kattegatt, där siktdjupet minskat med ca m sedan början av 19-talet (Laamanen et al. ). I öppna Skagerrak uppskattas 13

14 siktdjupsminskningen till ca m mellan 193 och 5. Man kan därför utgå från att det knappast finns något typområde i Västerhavet som kan klassas som Hög kvalitet, utan i bästa fall som God. Bedömningen utefter Skagerrakkusten är komplicerad, eftersom man finner stora olikheter i sötvattens- och näringstillförsel, salthalt, djup, exponering och vattenomsättning inom en och samma fjord, liksom mellan fjordsystemen inom samma typområde. I Tabell föreslås därför en delning av flera typområden. 3.. Metodik Arbetet är baserat på data från sommarperioden, juni-augusti. Sommaren är en relativt stabil period då variationen är mindre än under andra delar av året (Samuelsson et al. ). En mindre avvikelse har accepterats för historiska siktdjupsdata, som omfattar perioden juni-september (Laamanen et al. ) Bottniska Viken För att beräkna referensvärden användes historiska siktdjupsdata för yttre kustområden (Laamanen et al. ). För områden som inte presenterades i Laamanen et al. (), beräknades siktdjupet som ett medelvärde av siktdjupet i närliggande områden. För att beräkna referensförhållanden för inre kustvatten, användes en relation mellan siktdjup i kust och utsjö uppmätt i norra Bottenhavet (se Bakgrundsinformation, avsnitt.1.1). Dessa värden ska ses som mycket osäkra då de grundas på ett fåtal data. För att beräkna referensvärden för klorofyll a, undersöktes nutida samband mellan klorofyll och siktdjup. Data hämtades från SHARK-Svenskt havsarkiv och dbotnia. Då merparten av data kommer från södra Bottniska Viken, var det endast möjligt att beräkna Rv för detta område. Rv för de nordligare typområdena extrapolerades genom att använda den nutida nord-sydliga klorofyllgradienten. Klassgränserna sattes något vidare än för egentliga Östersjön, då det bruna vattnet i Bottniska Viken sannolikt gör att klorofyllhalten i algcellerna är högre än i egentliga Östersjön. Referensvärdena för växtplanktonbiovolym i södra Bottniska viken antogs likna de i norra egentliga Östersjön. Dessutom undersöktes det nutida sambandet mellan biovolym och klorofyll a (se Bakgrundsinformation, avsnitt.1.1). Då detta samband gav relativt höga referensvärden valdes att utgå från de sydliga referensvärdena och använda den nutida nordsydliga gradienten i Bottniska Viken. Klassgränserna sattes så att de blev något vidare än i egentliga Östersjön, då växtplanktonbiovolymerna är relativt höga trots att det allmänna tillståndet i Bottniska viken anses som gott Egentliga Östersjön Gradientrelaterade referensvärden Huvuddelen av naturligt tillförda näringsämnen till kustområdet kommer med vattendrag. Den uppskattade bakgrundskoncentrationen (referensvärdet) av näringsämnen i det tillförda sötvattnet är högre än referensvärdet för kustvattnet (Håkansson och Hansson 5). Det är därför rimligt att anta att referensvärdena i sådana områden varierar med sötvattentillförseln och har ett nära samband med salthalten. Vi föreslår därför att referensvärden bara fastställs för det yttre kustområdet och att referensvärdet beräknas för varje vattenförekomst vid klassificering med en 1

15 enkel blandningsmodell. Med hjälp av uppmätt eller estimerad salthalt, referensvärdet för totalkväve i yttre kustområdet och i tillrinnande sötvatten kan referensvärdet för totalkväve för den enskilda vattenförekomsten skattas (en detaljerad beskrivning av metodiken ges i Appendix ). Vi föreslår att salthalt i ytvattnet används i beräkningarna även om detta kan leda till en viss underskattning av salthalten på det vatten som tränger in från ytter- till innerskärgården, eftersom detta oftast rekryteras från vattenlager som i huvudsak bestäms av djupet på de trösklar vattnet passerar. Eftersom salthalten generellt ökar med djupet medför detta att andelen sötvatten vid en given salthalt i ytvattnet överskattas och därmed till en liten överskattning av referensvärdet, d.v.s. korrektionen blir något för stor. Detta motverkas dock av att koncentrationen av totalkväve ofta minskar med djupet, särskilt i områden med kvävefixerande cyanobakterier, vilket ger en underskattning av referensvärdet. Dessa två motverkande faktorer tenderar att ta ut varandra och troligen blir felet i det uppskattade referensvärdet litet. För totalfosfor blir effekten den motsatta eftersom koncentrationen ofta ökar med djupet varför referensvärdet underskattas. För att få fram det värde som skall användas vid klassningen av vattenförekomsten subtraheras referensvärdet för ytterskärgården från det skattade referensvärdet för den enskilda vattenförekomsten och den erhållna korrektionen subtraheras därefter från den mätta koncentrationen. En utförlig beskrivning av metodiken finns i Appendix. För att korrigera övriga variabler (växtplanktons biomassa, klorofyll a, siktdjup, totalfosfor) används de empiriska relationer som redovisas i Appendix 1a-e. Innan klassning korrigeras mätvärdet med skillnaden mellan de från relationen estimerade värdena vid uppmätt respektive korrigerad totalkvävekoncentration. För klassning jämförs det korrigerade mätvärdet med det beräknade referensvärdet för den enskilda vattenförekomsten. Nära land beror avvikelser ofta på tillförsel från land, men i vattenförekomster långt från punktkällor och/eller med god vattenomsättning är den främsta orsaken tillavvikelser storskalig påverkan på havet. Hur stor påverkan från havet är kan skattas genom att beräkna ytterligare en korrektion som utgörs av skillnaden mellan aktuell koncentration av TN i yttre kustområdet och referensvärdet i det yttre området. Storleken av denna korrektion blir också beroende av skillnaden i salthalt mellan det inre och det yttre området. En sådan skattning kan ge värdefull information till arbetet med åtgärdsplaner eftersom den ger en uppfattning om hur mycket vattenkvalitén kan påverkas med lokala åtgärder. Metodiken beskrivs utförligare i Appendix. Effektrelaterade klassgränser Klassgränserna för egentliga Östersjöns öppna kustområde för TP, växtplanktons biovolym, klorofyll a samt siktdjup har satts med hjälp av respektive variabels samband med totalkväve (Appendix 1a-e). Klassgränsen god/måttlig (GM) för totalkväve har baserats på att egentliga Östersjön bedöms som eutrofierad av t.ex. HELCOM, Havsmiljökommissionen, Miljövårdsberedningen och i regeringens nationella strategi för havsmiljön. Av detta följer att GM-gränsen rimligen bör ligga lägre än dagens koncentration. Under perioden har medelkoncentrationen (juni-augusti) av totalkväve i ytskiktet (- m) vid den nationella marina miljöövervakningens station Askö B1 varierat mellan 18,3-3,1 µm (56-33 g/l). Vi föreslår att GM-gränsen för totalkväve sätts vid 19 µm (~65 µg/l). I jämförelse med den period under 198- och 199-talet 15

16 då koncentrationerna var som högst (medelvärde drygt 1 µm [~3 µg/l] skulle siktdjupet vid GM-gränsen vara ungefär 1 meter större. Med empiriska samband mellan TN och siktdjup och historiska data på siktdjup har referenskoncentrationen av TN beräknats till 1,3-15,3 µm (se avsnitt.1.). Vi föreslår referensvärdet 15,3 µm TN (15 µg/l) för det yttre kustområdet. I totalkvävet ingår en betydande andel (omkring /3) kväve som inte är biologiskt tillgängligt (Appendix 1). Därför har klassgränserna relaterats till en skattning av det biotillgängliga kvävet (se avsnitt.1. ). Den föreslagna GM-gränsen motsvarar en ökning av mängden biotillgängligt kväve under sommaren med en faktor 1-1,5 jämfört med referensförhållandet. Hög/God-gränsen sattes till mitt emellan referensvärdet och GM-gränsen. Klassgränserna MD och DO sattes genom en fördubbling av mängden biotillgängligt kväve för varje gräns, dvs. gränserna sattes m.h.a. en s.k. geometrisk serie. Den erhållna spännvidden förefaller rimlig med hänsyn till den variationsbredd som observerats vid SKVVFs kustkarteringar (Appendix 5) Västerhavet Vid beräkning av referensvärden i Västerhavet har data från utsjön i Skagerrak och Kattegatt använts. Initialt har siktdjupets förändring över tiden fastställts för att få fram ett opåverkat värde. Motsvarande beräkningar har gjorts för respektive typområde. Sambandet mellan siktdjup och salthalt har därefter använts för att fastställa referensvärdet för siktdjup i respektive typområde. På samma sätt har det opåverkade värdet för totalkväve (TN) i utsjön fastställts och referensvärdet för varje typområde kunnat beräknas. För varje typområde har därefter referensvärdet TN kunnat beräknas. Med dessa referensvärden som grund har referensvärde för klorofyll a och biovolym beräknats. Klassgränserna för Västerhavets typområden för klorofyll a har beräknats med hjälp av sambandet med siktdjup och TN. Gränsen mellan klasserna God och Måttlig är satt med hjälp av sambandet med TN, med utgångspunkten att Västerhavet inte är opåverkat av människan. Övriga klassgränser har satts genom en 5-75 % ökning mellan klasserna, vilket återspeglar den variation som finns i klorofyll- och växtplanktonbiovolymdata Data I många undersökningar redovisas växtplankton enbart som abundans, uttryckt i celler/l. Antalet celler/l är inte ett nöjaktigt mått på biomassan av växtplankton, och därför är det lämpligt att beräkna biovolymen. För att få enhetliga bedömningar av växtplanktonbiovolymens referensvärden och klassgränser har alla använda biovolymdata i denna rapport baserats på standardvärden, som tagits fram med hjälp av HELCOM/PEG biovolymtabell (Olenina et al. 6). I denna tabell har varje växtplanktonart tilldelats en standardvolym. I de fall uppgifter saknats har litteraturvärden använts, men i de flesta fall har artens vanligaste storlek/volym valts, enligt en expertbedömning. Vissa arter i tabellen saknar uppgifter på storlek och volym, men de har ändå behållits, då de kan förekomma i Östersjön och eller Västerhavet. Tabellen Preliminär standardvolym, växtplankton, som redovisats separat till Naturvårdsverket, är inte statisk, utan bör uppdateras centralt med jämna mellanrum, t.ex. en gång om året. 16

17 Bottniska Viken Bedömningsgrunderna i Bottniska Viken baseras på siktdjupsdata från början av 19- talet (Laamanen et al. ). De nutida data som sedan använts i arbetet har erhållits från SHARK-Svenskt havsarkiv, dbotnia, SMHI (Lars Edler) och Stockholms universitet (Ulf Larsson) Egentliga Östersjön För beräkning av referensvärden och klassgränser för egentliga Östersjön har långa tidserier från de nationella högfrekventa marina miljöövervakningsstationerna Askö B1 (1977-) och BY31 vid Landsortsdjupet ( och 199-), samt från 1-5 (biovolym endast 1 station) stationer i Himmerfjärden (1977-) använts. Provtagningsfrekvensen var 6-7 prov från juni till augusti. Vidare har data från Stockholm Vatten (1983-) och Mats Waerns kustundersökning ( ) lagrade i SKVVFs databas samt data från Norrtälje kommum insamlade under augusti månad av SISU. Data från öppna egentliga Östersjön har hämtats från databaserna BED vid SISU och SHARK vid SMHI. För validering av referensvärden och klassgränser har även data från Svealands kustvattenvårdssförbund (SKVVF) (kustvattenkartering 1, och 5, 19- stationer för TN, TP klorofyll och siktdjup i augusti och 38 stationer från typområdena 1-15 och för biovolym) och från SMHI s databas (biovolym, två stationer inom typområdet 13, station BPNO i Bråviken och BPNO6 Slätbaken använts. Från dessa stationer finns enbart data från augusti (ett prov per år från 1 och från SKVVF och från SMHI s databas) Västerhavet Vid framtagningen av referensvärden och klassgränser har samtliga tillgängliga svenska data på siktdjup, salinitet, totalkväve och klorofyll för Skagerrak, Kattegatt och södra Östersjön använts. Samtliga data är hämtade från SHARK Svenskt Havsarkiv. Vissa data går ända tillbaka till , medan huvuddelen är från 8-, 9- och -talen. Data till och med -5 har utnyttjats. Växtplanktondata har hämtats från BIOMAD, SMHIs planktondatabas (PlanktONet), samt från regionala vattenvårdsförbund. Huvuddelen av växtplanktondata från Västerhavet, Öresund och södra Östersjön lagras som cellkoncentrationer. För att omvandla dessa till biovolymer har standardvärden enligt Standardbiovolym, växtplankton använts (se 3.3). Växtplanktonbiovolymdata från och med 198-talet har kunnat användas. De stammar från nationell och regional miljöövervakning. Provtagningsfrekvensen i datamaterialet varierar kraftigt, men under de senaste 1-15 åren har i allmänhet prover tagits ungefär en gång i månaden, men det förekommer också stationer med en provtagningsfrekvens på ungefär gånger i månaden. Data till och med sommaren 5 har använts. 17

18 3.. Referensvärden och klassgränser Vi föreslår delning av flera typområden (se Tabell 3..1.) på grund av att de är inhomogena (se förklaringar i kapitel 3.1). En uppdelning av typområdena 1 och 1 i vardera en nordlig och en sydlig del har tidigare föreslagits av SMHI (Hansson och Håkansson 5). I tabellerna nedan anges föreslagna referensvärden (Rv), klassgränser för Hög/God=HG, God/Måttlig=GM, Måttlig/Otillfredsställande=MO, Otillfredsställande/ Dålig=OD samt motsvarande EQR (Ecological Quality Ratio). Angivet värde utgör den övre klassgränsen, d.v.s. ett värde lika med klassgränsen ingår i den lägre klassen (exempel: typområde 1, TN=18,6 µm God kvalitet, typområde 1, TN=18,61 µm Måttlig kvalitet). EQR (Ecological Quality Ratio, Ekologisk kvalitetskvot) representerar förhållandet mellan referensvärdet (Rv) och ett observerat värde, och ligger mellan och 1. Rv är lika med 1 och avvikelser ger ett EQR <1, så att dålig ekologisk status har värden nära. EQR beräknas enligt ekv. 1 referensvärde EQR = ekv. 1 uppmätt värde 18

19 Tabell Typområden med föreslagna uppdelningar. Beteckningarna på föreslagna delområdena i eg. Östersjön syftar på de län som området huvusakligen ingår i. Typnummer Typområde Kommentar Västerhavet (1) Västkustens inre kustvatten 1 N (förslag) Västkustens inre kustvatten, norra delen (förslag) Uppdelning av 1 enligt Hansson och 1 S (förslag) Västkustens inre kustvatten, södra delen (förslag) Håkansson (5) ungefär vid Tjörn. Västkustens fjordar 3 Västkustens yttre kustvatten, Skagerrak 5 Göta Älvs och Nordre Älvs estuarie Västkustens yttre kustvatten, Kattegatt 5 Södra Hallands och norra Öresunds kustvatten 6 Öresunds kustvatten Eg. Östersjön 7 Skånes kustvatten 8 Blekinge skärgård och Kalmarsund, inre kustvatten 9 Blekinge skärgård och Kalmarsund, yttre kustvatten 1 Ö Ölands, SÖ Gotlands kustvatten 11 Gotlands västra och norra kustvatten (1) Östergötlands samt Stockholms skärgård, mellankustvatten 1E (förslag) Östergötlands mellankustvatten (förslag) Del av 1, området söder om Bråviken 1D (förslag) Södermanlands samt Stockholms södra mellankustvatten (förslag) Del av 1, från gränsen mellan 1 och 15 ner till Bråviken 1AB (förslag) Stockholms norra mellankustvatten (förslag) Del av 1, norr om gränsen mellan 1 och Östergötlands inre skärgård (1) Östergötlands yttre kustvatten 1E (förslag) Östergötlands yttre kustvatten (förslag) Del av 1, söder om Bråviken 1D (förslag) Södermanlands samt Stockholms södra yttre Del av 1, norr om Bråviken kustvatten (förslag) 15 Stockholms skärgård, yttre kustvatten () Stockholms inre skärgård och Hallsfjärden D (förslag) Hallsfjärden (förslag) Del av AB (förslag) Stockholms inre skärgård (förslag) Del av Bottenhavet 16 Södra Bottenhavet, inre kustvatten Inhomogent delning föreslås 16N (förslag) Södra Bottenhavet, N Öregrund Del av 16, norr om Öregrund 16S (förslag) Södra Bottenhavet, S Öregrund Del av 16, söder om Öregrund 17 Södra Bottenhavet, yttre kustvatten 18 Norra Bottenhavet, inre kustvatten 19 Norra Bottenhavet, yttre kustvatten Bottenviken Norra Kvarken, inre kustvatten 1 Norra Kvarken, yttre kustvatten Norra Bottenviken, inre kustvatten 3 Norra Bottenviken, yttre kustvatten 19

20 3..1. Totalkväve Tabell Referensvärden (Rv), klassgränser (HG, GM, MO, OD) och motsvarande EQR för totalkväve (TN, µmol/l). Grå markering anger att uppmätta värden ska korrigeras före jämförelse med klassgränserna (se 3.. ovan och Appendix ). Typområde Totalkväve (µmol/l) Totalkväve EQR Rv HG GM MO OD HG GM MO OD Eg. Östersjön 7 15,3 17,1 19, 6,,,89,81,59,38 8 ( 15,3 17,1 19, 6,,,89,81,59,38 ) 9 15,3 17,1 19, 6,,,89,81,59, ,3 17,1 19, 6,,,89,81,59, ,3 17,1 19, 6,,,89,81,59,38 1AB, D, E ( 15,3 17,1 19, 6,,,89,81,59,38 ) 13 ( 15,3 17,1 19, 6,,,89,81,59,38 ) 1D, E ( 15,3 17,1 19, 6,,,89,81,59,38 ) 15 15,3 17,1 19, 6,,,89,81,59,38 AB, D ( 15,3 17,1 19, 6,,,89,81,59,38 ) 3... Totalfosfor Tabell Referensvärden (Rv), klassgränser (HG, GM, MO, OD) och motsvarande EQR för sommarhalter av totalfosfor (TP, µmol/l). Grå markering anger att uppmätta värden ska korrigeras före jämförelse med klassgränserna (se 3.. ovan och Appendix ). Typområde Totalfosfor (µmol/l) Totalfosfor EQR Rv HG GM MO OD HG GM MO OD Eg. Östersjön 7,5,3,,7 1,5,78,63,36, 8 (,5,3,,7 1,5,78,63,36, ) 9,5,3,,7 1,5,78,63,36, 1,5,3,,7 1,5,78,63,36, 11,5,3,,7 1,5,78,63,36, 1AB, D, E (,5,3,,7 1,5,78,63,36, ) 13 (,5,3,,7 1,5,78,63,36, ) 1D, E (,5,3,,7 1,5,78,63,36, ) 15,5,3,,7 1,5,78,63,36, AB, D (,5,3,,7 1,5,78,63,36, )

21 3..3. Klorofyll a Tabell Referensvärden (Rv), klassgränser (HG, GM, MO, OD) och motsvarande EQR för sommarhalter av klorofyll a (µg/l). Grå markering anger att uppmätta värden ska korrigeras före jämförelse med klassgränserna (se 3.. ovan och Appendix ). Typområde Klorofyll a (µg/l) Klorofyll a EQR Rv HG GM MO OD HG GM MO OD Västerhavet 1n 1,3 1,7,1 3,7 6,7,76,6,35,19 1s 1,6,1,8,6 8,,76,57,35, 1,9, 3,6 5,6 8,3,79,53,3,3 3 1,1 1, 1,8 3,5 6,,79,63,31,18 5 1,8,1,7,1 6,5,86,67,,8 1, 1, 1,5 3, 6,,83,67,33,17 5 1, 1, 1,5 3, 6,,83,67,33,17 6,9 1,1 1,5,,9,8,59,37,18 Eg. Östersjön 7 1, 1,5 1,8 3, 8,,8,67,35,15 8 ( 1, 1,5 1,8 3, 8,,8,67,35,15 ) 9 1, 1,5 1,8 3, 8,,8,67,35,15 1 1, 1,5 1,8 3, 8,,8,67,35, , 1,5 1,8 3, 8,,8,67,35,15 1AB, D, E ( 1, 1,5 1,8 3, 8,,8,67,35,15 ) 13 ( 1, 1,5 1,8 3, 8,,8,67,35,15 ) 1D, E ( 1, 1,5 1,8 3, 8,,8,67,35,15 ) 15 1, 1,5 1,8 3, 8,,8,67,35,15 AB, D ( 1, 1,5 1,8 3, 8,,8,67,35,15 ) Bottenhavet 16 1, 1,8,3,3 1,1,78,61,33,1 17 1, 1,5, 3,7 8,7,8,6,3,1 18 1, 1,8,3,3 1,1,78,61,33,1 19 1, 1,5, 3,7 8,7,8,6,3,1 Bottenviken 1, 1,8,3,3 1,1,67,5,8,1 1 1,1 1,5, 3,7 8,7,73,55,3,13 1, 1,8,3,3 1,1,67,5,8,1 3 1,1 1,5, 3,7 8,7,73,55,3,13 1

22 3... Biovolym Tabell Referensvärden (Rv) och klassgränser (HG, GM, MO, OD) och motsvarande EQR för sommartida (juni-aug) biovolym av växtplankton (mm 3 /l). Grå markering anger att uppmätta värden ska korrigeras före jämförelse med klassgränserna (se 3.. ovan och Appendix ). Typområde Biovolym (mm 3 /l) Biovolym EQR Rv HG GM MO OD HG GM MO OD Västerhavet 1n,8 1, 1,55 3,1 6,1,67,5,6,13 1s,9 1,3 1,7 3,3 6,6,69,53,7,1 1,35, 3,,5 7,95,68,5,3,17 3,8 1, 1,55 3,1 6,1,67,5,6,13 5 1,,1,75,8 8,35,67,51,9,17,5,75 1,1,5 6,1,67,5,,8 5,7 1,,1, 7,3,58,33,17,1 6,5,,75,,9,63,33,1,5 Eg. Östersjön 7,18,5,3,7,6,7,56,,8 8 (,18,5,3,7,6,7,56,,8 ) 9,18,5,3,7,6,7,56,,8 1,18,5,3,7,6,7,56,,8 11,18,5,3,7,6,7,56,,8 1AB, D, E (,18,5,3,7,6,7,56,,8 ) 13 (,18,5,3,7,6,7,56,,8 ) 1D, E (,18,5,3,7,6,7,56,,8 ) 15,18,5,3,7,6,7,56,,8 AB, D (,18,5,3,7,6,7,56,,8 ) Bottenhavet 16,1,3,7,87,6,66,5,,8 17,18,7,,7,6,67,5,,8 18,1,3,7,87,6,66,5,,8 19,18,7,,7,6,67,5,,8 Bottenviken,16,5,37,67,5,6,3,,8 1,15,7,,7,6,56,38,,7,16,5,37,67,5,6,3,,8 3,15,7,,7,6,56,38,,7

23 3..5. Siktdjup Tabell Referensvärden (Rv) och klassgränser (HG, GM, MO, OD) och motsvarande EQR för sommartida siktdjup. Värden för egentliga Östersjön, Bottenhavet och Bottenviken har tagits fram inom detta projekt. Grå markering anger att uppmätta värden ska sötvattenkorrigeras före jämförelse med klassgränserna. Typområde Siktdjup (m) Siktdjup EQR Rv HG GM MO OD HG GM MO OD Eg. Östersjön 7 1, 8,3 7,,,,83,7,, 8 ( 1, 8,3 7,,,,83,7,, ) 9 1, 8,3 7,,,,83,7,, 1 1, 8,3 7,,,,83,7,, 11 1, 8,3 7,,,,83,7,, 1AB, D, E ( 1, 8,3 7,,,,83,7,, ) 13 ( 1, 8,3 7,,,,83,7,, ) 1D, E ( 1, 8,3 7,,,,83,7,, ) 15 1, 8,3 7,,,,83,7,, AB, D ( 1, 8,3 7,,,,83,7,, ) Bottenhavet 16 7, 5,8,9,8 1,,83,7,, 17 1, 8,3 7,,,,83,7,, 18 7,,7 3,1,1 1,,67,,3, 19 9, 6,,,1 1,7,67,,3,19 Bottenviken 6,3,,8 1,9 1,,67,,3,19 1 8,8 5,9 3,9,6 1,7,67,,3,19 5, 3,6, 1,6 1,1,67,,3, 3 7,5 5, 3,3, 1,5,67,,9, För siktdjup har EQR beräknas enligt ekv. uppmätt värde EQR = ekv. referensvärde Referensvärdet för siktdjup i egentliga Östersjön (1 m) uppskattas motsvara ett siktdjup på ungefär 11 m om mätningen görs med vattenkikare, se Appendix 1. 3

24 3.5. Beräkning och tolkning För att kunna följa förändringar och bedöma vattnets kvalitet med hjälp av växtplankton skall, enligt Förordning (:66) om förvaltning av kvaliteten på vattenmiljön bedömningsgrunder tas fram för artsammansättning och förekomst, biomassa och planktonblomningar. Det har endast gått att ta fram bedömningsgrunder baserade på biomassa. Detta har främst två orsaker, dels att kunskapsläget om hur olika arter påverkas av omvärldsförhållanden är bristfälligt, dels att data saknas vilket gör det svårt att använda t.ex. förekomsten av planktonblomningar som bedömningsgrund. Eftersom data på växtplankton saknas från merparten av vattenförekomsterna har vi valt att använda klorofyll a som proxy-variabel för växtplanktonbiomassa (Appendix 1), trots att klorofyll a inte ens omnämns som en stödvariabel i förordningen. Bedömningsgrunden för växtplanktons biovolym i Östersjön har baserats på data från Himmerfjärden-Landsortsområdet, medan även data från SKVVFs kustkartering i augusti 1 och, omfattande knappt havsområden), har använts för sambandet mellan klorofyll a och biovolym. Med hjälp av detta samband kan växtplanktons biovolym uppskattas även om mätningar saknas, förutsatt att data på klorofyll a finns. Estimeringen av biovolym via klorofyll medför ytterligare osäkerhet i klassificeringen och man bör eftersträva direkta mätningar i så hög grad som möjligt. Den stora fördelen med biovolym jämfört med klorofyll a är att också artsammansättningen analyseras, även om denna för närvarande inte kan nyttjas fullt ut vid klassificering. Artsammansättningen skiljer sig väsentligt från inre Bottenviken till Skagerrak och från yttre kustområden till utsötade inre vikar. Även om BG baserade på artsammansättning ännu inte gått att ta fram ger denna mycket värdefull information och kan därför redan nu användas som stödvariabel. Höga klorofyll a och biovolymvärden kan t.ex. orsakas av en ofarlig kiselalgblomning, men också genom potentiellt toxiska arter. I en inre vik, som tar emot vatten från en å kan höga värden orsakas av en stor andel sötvattens-, fastsittande och/eller bentiska kiselalger och bör till skillnad från om orsaken var potentiellt toxiska växtplankton (t.ex. cyanobakterier) bedömas annorlunda. Generellt kan tilläggas att i kustnära, lågsalina områden är dominans av Planktothrix agardhii, Planktolyngbya limnetica, Anabaenopsis spp. ett tecken på otillfredsställande/dålig vattenkvalitet (Kautsky 1988, Finni et al. 1). Den procentuella andelen av olika arters biovolym av den totala biomassan är en annan viktig informationskälla. Vattenkvalitén är bättre om många arter bidrar till totalbiomassan jämfört med om en eller några få arter dominerar. Om en eller några få arter, särskilt potentiellt toxiska/problematiska arter dominerar biovolymen med över 5% i alla prover under en undersökningsperiod (t.ex. 5 år), finns anledning att bedömma vattenkvaliteten som påverkad. Information om skadliga/toxiska arter står att finna i: Manual of Harmful Marine Microalgae (Hallegraeff et al. 3) Växtplanktonflora (Tikkanen och Willén 199) Harmful algal blooms in coastal waters of the south-eastern Baltic Sea (Wasmund ) Norsk Kystvattenflora (Throndsen et al. 3)

25 . Bakgrundsinformation.1. Fastställande av referensförhållanden.1.1. Bottniska Viken För att beräkna referensvärden användes historiska siktdjupsdata för yttre kustområden (Laamanen et al. ). För områden som inte presenterades i Laamanen et al. (), beräknades siktdjupet som ett medelvärde av siktdjupet i närliggande områden. För att beräkna referensförhållanden för inre kustvatten, användes en relation mellan siktdjup i kust och utsjö uppmätt i norra Bottenhavet (Tabell.1.1.1). Dessa värden ska ses som mycket osäkra då de grundas på ett fåtal data. Tabell Jämförelse av sommartida siktdjup i Bottenhavets utsjö och kust tre olika år. Bottenhavet Utsjö Kust Kvot Kust/Utsjö 199 6,, 1, ,8 3,8 1, ,1 3,8 1, Medel 5,6 3,9 1, stdev,5,,1 cv,8,6,6 1, Klorofyll a (ug/l) 1, 8, 6,,,, Power y = 1,893x -,973 R =, Siktdjup (m) Fig Nutida relation mellan klorofyll a och siktdjup i Bottniska Viken. För att beräkna referensvärden för klorofyll a, undersöktes nutida samband mellan klorofyll och siktdjup (Figur ). Då de mesta data kommer från södra Bottniska Viken, beräknades Rv för klorofyll för de sydligaste typområdena. Rv för de nordligare typområdena extrapolerades genom att implementera den nutida nordsydliga klorofyllgradienten. Klassbredderna sattes något vidare än för egentliga Östersjön, då 5

26 det bruna vattnet i Bottniska Viken sannolikt gör att klorofyllhalten i algcellerna är högre än i egentliga Östersjön. Referensvärdena för växtplanktonbiovolym i södra Bottniska viken antogs likna de i norra egentliga Östersjön. Vidare undersöktes det nutida sambandet mellan biovolym och klorofyll (Fig.1.1.). Då detta samband gav relativt höga referensvärden valdes att utgå från de sydliga referensvärdena och implementera den nutida nordsydliga gradienten i Bottniska Viken. Klassgränserna sattes så att de blev något vidare än i egentliga Östersjön, då växtplanktonbiovolymerna är relativt höga trots att det allmänna tillståndet i Bottniska viken anses som gott. Orsaken till skillnaderna kan möjligen vara att predationstrycket är lägre i Bottniska viken samt att algerna påverkas av den stora införseln av alloktont material via älvarna (Andersson och Wikner ). 1, 1, y =,116x +,78 R =,9 p >,1 Biovolym (mm3/l) 1,8,6,,,5 1 1,5,5 3 3,5 Klorofyll a (ug/l) Fig Nutida relation mellan växtplanktonbiovolym och klorofyll a i Bottniska viken..1.. Egentliga Östersjön Det finns inga data på koncentration av näringsämnen då Östersjön var obetydligt påverkad av mänsklig aktivitet. Det finns goda skäl att anta att en stor del av den ökade kvävebelastningen härrör från förändringar i landskapet som sammanhänger med brukandet av mark (främst jordbruk). Arealen odlad mark har sedan hundratals år ökat med befolkningstillväxten. Sjösänkningar och uträtning av vattendrag gav mer mark att odla samtidigt som uppehållstiden av vattnet på land minskade, vilket minskade retentionen av kväve. I Sverige kulminerade arealen jordbruksmark redan före andra världskrigets utbrott. Det finns därför anledning att anta att kustområdet redan då var påverkat av näringsutsläpp. Kustvattnen i närheten av större städer var tydligt påverkade redan tidigt på 19-talet och några decennier senare var förhållandena i Stockholms skärgård förskräckande dåliga. De äldsta data på koncentration av näringsämnen vi hittat är för fosfat i öppna egentliga Östersjön i början av 195-talet. Koncentrationen var då mycket låg (under,1 µm) men tillförlitligheten är omöjlig att bedöma då vi inte har några uppgifter om datas 6

27 ursprung. Från slutet av 195- och början av 196-talet var koncentrationen runt, µm i ytvattnet under vintern, betydligt lägre än dagens nivå. Koncentrationen av oorganiskt kväve började mätas förts i slutet av 196-talet då den varierade runt µm. De första tillförlitliga uppgifterna från kustområdet är från slutet av 196-talet då Mats Waern startade den s.k. skärgårdsundersökningen. Från före 195 har vi bara hittat data på siktdjup, syre och salt i Östersjöns vattenmassa. Ett omfattande historiskt siktdjupsmaterial har sammanställts av Aarup () och av Laamanen () och en analys av ett mindre material har presenterats av HELCOM (199) och Sanden och Håkansson (1996). Uppskattningar baserade på de olika dataunderlagen ger en relativt samstämmig bild av att siktdjupet minskat med ca 3- m mellan 19- och 198 talen (se Appendix 1). Här gör vi antagandet att detta beror på att ökad tillförsel av näringsämnen gett högre växtplanktonproduktion och som konsekvens minskat siktdjup. Minskat siktdjup kan även ha andra orsaker, t.ex. ökad tillförsel av humusmaterial, men stöd för att andra faktorer än ökad algtillväxt haft ett avgörande inflytande på siktdjupet saknas. Huruvida Östersjön i början av 19-talet hade en vattenkvalitet som motsvarade Hög status enligt VD är svårt att avgöra. Det finns t.ex. rapporter från mitten av 18-talet som talar om kraftiga ytansamlingar av alger utanför Gotlands kust. Existerande mätdata (syre i djupvattnet, sedimentlevande fauna) tyder dock på betydligt bättre förhållanden under 19-talets första hälft jämfört med den andra. Vi gör därför bedömningen att förhållandena på tidigt 19-tal bör ha motsvarat Hög status. För att uppskatta en referenskoncentration av totalkväve har vi analyserat sambandet mellan totalkväve (TN) (antas här vara det ämne som är mest tillväxtbegränsande för växtplankton även i egentliga Östersjöns kustområde) och siktdjup. Genom att använda flera oberoende observationsserier som vi bedömer har god kvalitet fann vi ett relativt robust samband (Appendix 1). Ett uppskattat siktdjup under sommaren på 9-1 m (sannolikt mätt utan vattenkikare motsvarar ca 1-11 m med vattenkikare; mättningar med respektive utan vattenkikare skiljer sig påtagligt, särskilt vid stora siktdjup) ger vid extrapolation ca 1,3-15,3 µm totalkväve om de relationer som baseras helt eller delvis på utsjödata används (Appendix 1, relationer baserade på data från kustområdet ger högre värden). Värdena framstår inte som påtagligt låga om man betänker att det idag förekommer sommarvärden i Ålands Hav som bara är något högre (5 juni/juli 16,3 µm) och att Mats Waerns Kustundersökning frekvent rapporterade låga TN. Eftersom en betydande del av totalkvävet bryts ner mycket långsamt (s.k. refraktilt kväve) och kan anses som biologiskt otillgängligt under den tid vattnet uppehåller sig i kustområdet är den biotillgängliga delen betydligt mindre. Vi känner inte till publicerade data på den refraktila delens storlek, men en grov skattning baserad på mätningar vid SISU ger ungefär 1-13 µm. Om detta är riktigt har den biotillgängliga delen av TN ökat från ca,5 till 7 µm under sommaren sedan 19-taelts början. För att skatta referensvärdet för totalfosfor (TP) har vi använt det starka sambandet mellan TN och TP vi funnit i samtliga observationsserier vi testat (se Appendix 1). Extrapolering ger,1-,31 µm TP vid 1,3 µm TN och,5-,35 µm TP vid 15,3 µm TN beroende på vilket samband (se Appendix 1) som används. Det senare intervallet förefaller för högt eftersom sådana sommarkoncentrationer i ytterskärgården inte var ovanliga i början på 197-talet och fortfarande förekommer. För egentliga Östersjöns svenska yttre kustområde bedöms referensvärdet för TN ligga i intervallet 1,3-15,3 µm och för TP mellan,-,3 µm. 7

28 I tabell.1..1 har referensvärden (Rv) föreslagna av HELCOMs EUTRO-projekt (Andersen et al. 5) sammanställts tillsammans med nutida (Nu) koncentrationer av oorganiska näringsämnen (NOx=NO+NO3) och fosfat (DIP) under vintern och klorofyll a under sommaren, samt siktdjup. Föreslagna Rv för siktdjup och klorofyll a är identiska med de som föreslagits här för egentliga Östersjön. I EUTRO-rapporten finns även en klassificering av Askö-området, men den förefaller mest vara baserad på det första förslaget till BG för växtplankton och kan därför inte användas som jämförelse. Tabell Referensvärden (Rv) för fyra delområden av öppna Östersjön föreslagna av HELCOMs EUTRO-projekt samt i rapporten angivna nutida (Nu) koncentrationer av oorganiskt kväve (NOx=NO+NO3) och fosfat (DIP) under vintern och klorofyll a samt siktdjup under sommaren. Arkona Bornholm V Gotlandsb. N Gotlandsb. Årstid Variabel Rv Nu Rv Nu Rv Nu Rv Nu Vinter NOx, 3,86 1,7 3,7, 3,, 3, Vinter DIP,9,5,3,63,5,5,5,51 Sommar Klorofyll 1,,58 1,, Sommar Siktdjup 1 5,7 1 5,5 Det är mycket tveksamt om de värden som angivits i EUTRO-projektet som Rv och Nuvärde för NOx under vintern är rimliga. Vid station BY31 uppmättes i medeltal ca 1,5 µm NO 3 i början av 7-talet och de senaste åren har vinterkoncentrationen i medeltal legat över µm, utom då den var så låg som något över 3 µm. Detta tyder på att referensvärdet är för högt och att koncentrationerna nu är högre och indikerar att vinterkoncentrationen av NOx nu är ca 3 gånger högre. För DIP förefaller ett Nu-värde på,51 µm i N Gotlandsbassängen (och sannolikt även i andra bassänger) lågt då medelvärdet de senaste 5 åren varit omkring,6 µm. Beroende på hur lång period man väljer och var den förläggs i tidsserien erhålls stor variation i Nu-värdet. Även vinterkoncentrationen av DIP förefaller ha ökat ca 3 gånger jämfört med de tidigaste observationerna Västerhavet Data på näringsämneskoncentrationer i Västerhavet finns först från 196-talet, medan siktdjupsdata, om än begränsat, finns från början av 19-talet. Sammanställningen av Laamanen et al. () täcker Öresund och Kattegatt, men inte Skagerrak, medan Aarup () också täcker Skagerrak. Beräkningar på respektive havsområde visar att siktdjupet i Västerhavet under sommarperioden, juni-augusti, har minskat med,-,6 meter mellan 193 och 5 (Tabell.1.3.1). Som nämnts i avsnitt.1.. utgår vi från att förändringen är en följd av ökad växtplanktonproduktion. Sambandet mellan siktdjup och salinitet har använts för att bestämma respektive typområdes bakgrundsvärde (referensvärde) för siktdjup. 8

29 Tabell Siktdjupets (meter) förändring i Skagerrak, Kattegatt och Öresund. År Öresund Kattegatt Skagerrak minskning ÖRESUND 16 KATTEGATT 16 SKAGERRAK Siktdjup (m) Figur Siktdjup över tiden i Västerhavet. Blå markering: SMHI, Röd markering: Aarup. Sambandet TN/siktdjup visar att 193 års siktdjup i Skagerrak motsvarar 1,6 µm TN, medan Hansson och Håkansson (5) har angivit 1-17 µm beroende på saliniteten. Motsvarande värden för Kattegatt 193 är 16,7 µm TN och för Öresund , µm TN. På motsvarande sätt ger sambanden klorofyll a/siktdjup och klorofyll a/tn värden som utnyttjas för att beräkna bakgrundsvärden i respektive typområde. Med salinitetsanpassning för respektive typområdes medelsalinitet har referensvärden kunnat beräknas. Öresund utgör ett speciellt problem med komplicerad hydrografi och är därmed mer svårbedömt vad gäller växtplankton. Omsättningstiden för ytskiktet -1 meter har beräknats till -3 dagar (Edler 1977), vilket betyder strömningshastigheter på,-,6 m/s. Ungefär 6% av tiden är strömmen nordgående, med Östersjövatten som strömmar mot Kattegatt. Den motgående strömmen i djupvattnet för in Kattegattvatten i Öresund och beroende på det minskande djupet söderut i Öresund förs periodvis det salta vattnet med växtplanktonarter från Kattegatt upp till ytan och blandas in i ytskiktet. Som en följd av de snabba växlingarna, som vid ena tillfället ger inslag av växtplankton från Östersjön med förhållandevis mycket klorofyll per biovolym, och vid nästa tillfälle ett inslag av Kattegattarter, med lite klorofyll per biovolym, skiljer sig Öresunds klassgränser och värden väsentligt mellan klorofyll a och växtplanktonbiomassa. Tabell Bakgrundsvärden i öppna Skagerrak och Kattegatt, samt i Öresund Siktdjup (m) TN (µm) Klorofyll a (µg/l) Klorofyll a (µg/l) baserat på Kl/sikt baserat på TN/sikt Skagerrak Kattegatt Öresund

30 Klorofyll a µg/l Typområde Typområde Typområde Siktdjup m Siktdjup m Siktdjup m Figur Samband mellan klorofyll och siktdjup i tre av Västerhavets typområden. Gränsen mellan Hög och God status för klorofyll a har beräknats till ca. 5% högre än referensvärdet, och mellan God och Måttlig status till ca. 75% högre än referensvärdet. Klassgränsen mellan M och O vattenkvalitet bestämdes i Skagerraksområdet till ca.,6 gånger referensvärdet och i Kattegatt och Öresund till ca. 3,5 gånger referensvärdet. Gränsen mellan O och D status befanns ligga i storleksordningen 5 gånger referensvärdet... Överväganden..1. Val av tidsperiod Bedömningsgrunderna har av flera skäl baserats på data från juni till augusti. Sommaren är den förutom vintern stabilaste perioden under året vilket minskar variabiliteten, men även den period då datainsamlingen vanligen är intensivast. För att undersöka om alla sommarmånaderna är ger likvärdiga resultat har vi analyserat några långa tidsserier. I tabell..1.1 redovisas statistiska beräkningar baserade på data från den nationella miljöövervakningens högfrekventa stationer B1 och BY31 (provtagningar varannan vecka under sommaren). Av tabellen framgår att flera av variablernas medelvärden och medianer för juni avviker från de i juli och augusti. Detsamma gäller spridningen i materialet som ofta är mindre i juli och augusti jämfört med juni. Totalkväve utgör ett tydligt undantag med den lägsta variansen i juni. Orsaken är troligtvis blomningar av kvävefixerande cyanobakterier som vanligtvis först börjar uppträda i juli. Detta är dock huvudsakligen oftast ett problem för det yttre kustområdet i mellersta och södra egentliga Östersjön. För att minimera variationen i övriga variabler bör det därför övervägas att att begränsa provtagningsperioden till juli och augusti och anpassa bedömningsgrunderna till denna i samband med nästa revidering. Hur stor vinsten med att begränsa provtagningar till juli och augusti blir är oklart, särskilt i områden med blomningar av kvävefixerande cyanobakterier. Av tabell..1. framgår att spridningen mellan år (sommarmedelvärden för juni respektive juli till augusti) förblir oförändrad (B1) eller minskar något (BY31) för totalfosfor med enbart juli och augusti inräknade. Som förväntat ökar spridningen för totalkväve. 3

31 Innan föreskrifter för provtagning utfärdas bör man analysera befintliga tidsserier med hög tidsupplösning från alla områden där sådana finns för att bedöma hur provtagningarna skall förläggas i tiden för att minimera spridningen. Tabell Medelvärde, median, minimum, maximum, varians och standardavvikelse för alla observationer vid den nationella miljöövervakningens högfrekventa stationer B1 (kustområdet S Askön utanför Trosa) och BY31 (Landsortsdjupet). TP, TN och klorofyll a (CHLa): integrerade värden - m. Data B1: 1978-, BY31: 199-, ej & 3). Där data för juli och augusti markerats med blått är avvikelsen från juni stor. Station Mån Variabel Ant obs Medelv Median Minimum Maximum Variance Std.Dev. B1 juni TP µm 15,6,58,39,6,5,3 juli TP µm 119,57,53,37 1,1,,1 aug TP µm 11,61,58,3 1,53,,15 juni TN µm 1 19,77 19,5 16,3 6,9,9 1,71 juli TN µm 1,19, 17,5 7,6,6 1,5 aug TN µm 11,98,9 16,81 5,6 3,77 1,9 juni Siktdjup 15 7,3 7,3, 1,35,68 1,6 juli Siktdjup 11 5,78 5,6,5 9, 1,3 1, aug Siktdjup 11 6,11 5,95, 1, 1,31 1,1 juni CHLa 15 1, 1,3,51 3,53,39,6 juli CHLa 11 1,77 1,61,51 3,76,1,6 aug CHLa 11 1,79 1,68,6 3,9,5,71 BY31 juni TP µm 68,53,5,39,9,1,11 juli TP µm 76,5,,3,65,,6 aug TP µm 76,3,3,7,6,,6 juni TN µm 66 19,35 19, 17,56 6,5,16 1,7 juli TN µm 76 19,97 19,9 16,3 3,96,36 1,5 aug TN µm 76,38,1 17,9 6,1 3,16 1,78 juni Siktdjup 68 7,37 7,5,8 9,5 1,1 1, juli Siktdjup 76 6,5 6,35, 8,57 1, 1,19 aug Siktdjup 76 6,81 6,8,67 1,8 1,97 1, juni CHLa 68 1,85 1,8,73,95,85,9 juli CHLa 7 1,98 1,96,8,9,6,68 aug CHLa 76 1,6 1,59,7,73,8,53 Tabell..1.. Medelvärde, minimum, maximum, varians och standardavvikelse för sommarmedelvärden (juni/juli-augusti) för TP och TN för perioden juni-augusti jämfört med juli-augusti vid den nationella miljöövervakningens högfrekventa stationer B1 (kustområdet S Askön utanför Trosa) och BY31 (Landsortsdjupet). TP, TN: integrerade värden - m. Data B1: 1978-, BY31: 199-, ej & 3). Ant obs Medelv Minimum Maximum Variance Std.Dev. B1 TPjun-aug 7,587,9,756,51,713 B1 TPjul-aug 7,59,61,75,53,75 BY31 TPjun-aug 13,63,373,551,5,53 BY31 TPjul-aug 13,39,357,57,1,5 B1 TNjun-aug 7,1 18,3 3,1 1,77 1,33 B1 TNjul-aug 7,5 18,5 3,6 1,9 1,39 BY31 TNjun-aug 13 19,73 18, 1,76 1,17 1,8 BY31 TNjul-aug 13 19,93 18,5,9 1,53 1, 31

32 .3. Validering/Kvalitetssäkring.3.1. Bottniska Viken Klorofyll a För att testa de framtagna bedömningsgrunderna har rullande 3-årsmedelvärden inom respektive typområde beräknats (Tabell.3.1.1). Södra Bottenhavets inre kustvatten (typområde 16) visade i medeltal otillfredsställande status. I övrigt visade yttre kustvatten en något sämre status i Bottenhavet och norra Kvarken än de inre områdena. I Bottenviken uppmättes generellt hög och god status. Tabell Test av BG för klorofyll i Bottniska Viken. Ekologisk klassificering har gjorts för typområde 16-3 utifrån rullande treårsmedelvärden alternativt ettårsmedelvärde för sommarperioden. Typområde År Medel (µg/l) Klass , otillfredsställande ,3 otillfredsställande , otillfredsställande ,6 måttlig ,36 måttlig 17-1,51 måttlig ,8 god ,5 hög ,65 måttlig ,8 måttlig 19,85 hög 19 5,85 måttlig ,6 hög , hög , hög 5 1,8 god ,1 måttlig ,6 måttlig , god ,8 god ,6 måttlig 3-5,1 god , hög ,1 hög , hög 3 5 1,6 god 3

33 Biovolym Bedömningsgrunderna testades med rullande 3-årsmedelvärden alternativt årsmedelvärden i de olika typområdena (sommarvärden). Klassningen gav i regel hög eller god status förutom i område 16, där den ekologiska statusen var dålig under Mätvärden saknades för områden, 18 och 1. Tabell Test av BG för växtplanktonbiovolym i Bottniska Viken. Ekologisk klassificering har gjorts för typområde 16-3 utifrån rullande treårsmedelvärden alternativt ettårsmedelvärde för sommarperioden. Mätdata saknades för områden. Typområde År Medel (mm 3 /l) Klass ,78 dålig ,3 hög ,39 god ,51 måttlig ,35 god 18 Mätdata saknas ,39 god ,51 måttlig ,35 god 19 5, god ,36 god ,3 god -, måttlig 5, hög 1 Mätdata saknas -5,1 hög ,35 god , hög 3 -,31 god 33

34 Siktdjup För varje typområde har bedömningsgrunderna jämförts med rullande treårsmedelvärden för sommarperioden (juni-aug.) (Tabell.3.1.3). I de fall där medelvärden från tre efterföljande år saknas har befintliga årsmedelvärden över ett eller två år använts. Om data saknats för typområdet har närliggande typområdens/stationers jämförvärden angetts. Bedömningsgrunderna anger god ekologisk status i samtliga områden i Bottniska Viken utom typområde 16 och 17. Det kan anses rimligt jämfört med den allmänna bedömningen av havsområdena. Område 16 visade stora variationer i siktdjup; 1,-6, m. En reflektion är att typområdet inte är homogent utan borde delas upp i områden. Tabell Test av BG för siktdjup i Bottniska Viken. Ekologisk klassificering har gjorts för typområde 16-3 utifrån rullande treårsmedelvärden alternativt ettårsmedelvärde för sommarperioden. Typområde År Medel (m) Klass ,9 måttlig ,6 måttlig ,3 måttlig ,6 måttlig ,5 måttlig , måttlig , god ,5 god ,8 god , god ,7 god , god ,7 god ,5 god ,5 hög , god - 3, god , hög ,7 hög ,5 hög 3

35 Totalkväve och totalfosfor Vi har på uppdrag av Naturvårdsverket kvalitetskontrollerat bedömningsgrunderna för TN och TP, som SMHI tagit fram (Hansson och Håkansson 5). SMHI har föreslagit Rv samt GM-gränser för TN för samtliga typområden i Bottniska Viken. För TN saknas bedömningsgrunder för område -3. Vi har tagit fram rullande 3-årsmedelvärden alternativt årsmedelvärden för TN och TP för samtliga områden, och jämfört dessa med SMHIs Rv och GM (Tabell och ). EQR förväntades vara <1, dvs. referensvärdena skulle inte vara högre än nuvarande mätvärden. Då SMHIs bedömningsgrunder är salthaltsbaserade, har vi läst av tabellerna för rådande salthalt vid olika mätstationer. För TP var referensvärdena i vissa fall högre än nutida mätvärden (område och 3). Då det är osannolikt att TP skulle ha minskat under det senaste 1 året, rekommenderar vi att referensvärdena sänks något. Tabell Test av BG för TN i Bottniska Viken. Ekologisk klassificering har gjorts för typområde utifrån rullande treårsmedelvärden alternativt ettårsmedelvärde för sommarperioden. BG för område -3 saknades. Typområde Nutida värden TN (µmol/l) SMHI Ref (µmol/l) EQR (Rv/Nutida) SMHI G/M Klass 16 6,3 15,57 1 Måttlig 17 18, 15,83 1 God 18 16,1 1,87 19 God 19 16,1 1,87 19 God 17, 1 17,9 19,8 3 17,5 Tabell Test av BG för TP i Bottniska Viken. Ekologisk klassificering har gjorts för typområde 16-3 utifrån rullande treårsmedelvärden alternativt ettårsmedelvärde för sommarperioden. Typområde Nutida värden TP (µmol/l) SMHI Ref (µmol/l) EQR (nutida/ref) SMHI G/M Klass 16,77,3,39,1 Måttlig 17,5,3,58,1 Måttlig 18,31,9,9, God 19,3,9,85, God,8,,86,31 God 1,8,,86,31 God,19, 1,3,31 God 3,16, 1,5,31 God 35

36 .3.. Egentliga Östersjön Biovolym För validering av referensvärden och klassindelning av biovolym har data från typområdena 1-15 och använts (se avsnitt Data 3.3..). BG för biovolym testades i typområde 1 och 1 med långtidsdata från intensivstationerna Askö B1 och H i Himmerfjärden (rullande 3-års medelvärden för juni-augusti). Figur.3..1 visar att enligt föreslagna BG så klassas vattenkvaliten vid den öppna kuststationen B1 med några undantag som måttligt påverkad. Detta beror i huvudsak på tillståndet i öppna Östersjön. Vattenkvaliten i Himmerfjärden (stn H) påverkas av utsläpp från Himmerfjärdsverket, tillförsel av näringsämnen från land och från Mälaren. Från det att Himmerfjärdsverket togs i bruk 197 försämrades vattenkvaliten med ökande utsläpp och under nästan två decennier klassas vattenkvaliten med föreslagen BG som otillfredsställande. Efter införandet av >85% kväverening under 1997 förbättrades vattenkvaliten avsevärt och biovolymen minskade till nära nivån vid station B1 i det öppna kustområdet. Vattenkvaliten klassas fortfarande som måttligt påverkad och något sämre jämfört med station B1, vilket också bedömningen med andra variabler visar. Det tydliga och omedelbara svaret på åtgärder för att minska kvävebelastningen visar att växtplankton tillsammans med övriga variabler (klorofyll, siktdjup, näringsämnen) kommer att vara värdefulla verktyg för klassning av vattenkvalitet och uppföljning av åtgärder. Biovolym, rullande treårsmedel (juni-augusti) mm 3 L -1 1,6 1,,8, B1 H Rv HG GM MO OD år Figur Klassning av biovolym beräknat från treårsmedelvärden (juni-augusti) på stationerna Askö B1 (typområde 1) och station H i Himmerfjärden (typområden 1). Röd linje: OD-gräns (,16 mm 3 L -1 ), orange: MO (,71), gul: GM (,3), grön: HG (,3), blå: Rv (,17). De framtagna klassgränserna har också testats med data från SKVVFs karteringar från typområde 1, och 15 (Appendix 5) och med data från Slätbaken och Bråviken i typområde 13 (Appendix 6). I dessa fall har vi enbart haft augusti värden att tillgå och 36

37 redovisar dessa som enskilda punkter i Fig. 38 i Appendix 5 och i Figurerna 1 och 11 i Appendix 6 (i Fig. 11 redovisas också rullande treårsmedelvärden). Testerna gav i regel jämförbart resultat med andra testade parametrar, men Fig. 38. i Appendix 5 och Fig. 11. i Appendix 6 visar att enskilda värden kan variera väldigt mycket från år till år varför det är nödvändigt att använda data från flera år, helst fler än 3, vid bedömning av vattenkvaliten. Klorofyll, Siktdjup, TN, TP Förhållandena vid station B1 vid Askö i typområde 1 styrs framförallt av förhållandena i öppna Östersjön. Baserat på 3-års sommarmedelvärden klassas siktdjup, klorofyll och totalkväve på gränsen till god status i slutet av 7-talet, men klassas senare som måttlig (Fig.3..). Treårsmedelvärden från SKVVFs karteringar (augusti 1, och 5) användes också för att testa de framtagna referensvärdena och klassgränserna för klorofyll, siktdjup, TN och TP (Appendix 5). Klassning gjordes dels med okorrigerade värden (mätta halter), dels med värden korrigerade för naturlig förhöjning av totalkväve pga sötvattenspåverkan, och dels för det allmänna tillståndet i öppna Östersjön för att visa på områden med lokal påverkan från land. I de yttre delarna av skärgården klassas statusen huvudsakligen som måttlig för samtliga variabler. Korrigeringen för den allmänna försämringen av Östersjön visar att detta inte har att göra med lokal påverkan. Lokal påverkan är dock tydlig i de inre delarna av skärgården. För typområde 13 (Östergötlands inre kustvatten) är det uppskattade naturliga totalkvävetillskottet från sötvatten större än för typområdena 1, 1, 15 och i Stockholms skärgård (se Appendix ), och sötvattenkorrigeringen får därför större betydelse för klassningen (Appendix 6). Även för ett så geografiskt begränsat område som typområde 13, kan salthalten variera betydligt mellan mättillfällena, och korrigeringen måste göras för varje mättillfälle. Korrigering för allmän försämring av Östersjön är betydelsefull även i inre områden som typområde 13, men lokal påverkan har störst betydelse. Som diskuteras i Appendix 5 och avsnitt.5.1 finns behov av att utveckla bedömningsgrunderna så att korrigering kan göras också på grund av andra naturliga faktorer än sötvattentillförsel av totalkväve. Ett uppenbart exempel är siktdjup som inte bara påverkas av näringsämnen utan också t.ex. av havsområdets djup, troligen därför att uppblandning av bottenmaterial är större i grunda områden. Ett viktigt mål för den kommande revideringen av BG bör vara att ersätta den enkla blandningsmodellen för söt- och saltvatten med en kusthydrografisk modell för att mer korrekt kunna beräkna källorna till det sötvatten och utsjövatten som blandas i en viss del av kustområdet och ta hänsyn till vattnets uppehållstid i olika havsområden. Det senare är avgörande för att bedöma orsakerna till syrebrist, men också för att särskilja naturlig från antropogen påverkan. Med sådana modeller blir det möjligt att källfördela t.ex. näringsämnen i ett havsområde på olika källor och därmed få en tydlig återkoppling till åtgärder. 37

38 Siktdjup B1 och H jun-aug Klorofyll B1 jun-aug -1m Siktdjup (m) Klorofyll a (µg/l) Totalkväve B1 jun-aug -1m Totalfosfor B1 jun-aug -1m 5 1, 1, 35 1 TN (µmol/l) 3 5 TP (µmol/l),8,6, 15, Fig Sommarmedelvärden för uppmätt (blå punkter) och utsjökorrigerat (gröna punkter, korrigerat med data från station BY31) siktdjup, klorofyll, totalkväve och totalfosfor vid station B1 vid Askö (typområde 1) juni-augusti och rullande treårsmedelvärde. Röd linje: OD-gräns, orange: MO, gul: GM, grön: HG, blå: Rv Västerhavet Klorofyll a De framräknade klassgränserna för klorofyll har testats med data för 3-årsperioder, dels med medelvärden, dels med medianvärden (Tabell.3.3.1). Valideringen av klassgränserna har också gjorts med rullande 3-års medelvärden (Figur.3.3.1) Dessutom har gränserna testats med metoden som används inom kalibreringsprojektet NEA GIG med boxplottar, som definierar median, kvartiler och spridningen av data. Bedömningen görs genom en kombination av medianen och 9-percentilens läge (Tabell.3.3. och Fig..3.3.). 38

39 Tabell Validering av klorofyll a för 3-årsperioder (juni-augusti) i Västerhavets typområden. H: Hög, G: God, M: Måttlig, O: Otillfredsställande, D: Dålig. Bedömningen är gjord med medelvärde, median och medelvärde/9-percentil. TYPOMRÅDE Period Medel Klass EQR Median Klass EQR Median / 9- percentil Klass , M,,7 M, MD ,9 G,67 1, H, G ,9 G,68 1,5 H, G 1n , M,59,1 G, G ,6 M,36,8 M, MD 1-3,6 M,51,3 M, MD -5 1,9 G,67 1,9 G, G ,9 M,55,8 G, M ,8 G,57,7 G, GM ,6 G,61, G, GM 1s ,8 G,58, G, M ,6 M,5 3,1 M, MO 1-3 3, M,5,7 G, GM -5,5 G,6, G, GM ,9 M,39 3,7 M, O ,9 M,9 3,3 GM, M ,8 M,5 3,3 GM, M , M,8 3,6 GM, M ,8 O,33,8 M, O 1-3,6 M, 3,7 M, MO -5,9 G,65,5 G, GM ,8 M,39,6 M, MO ,5 G,73 1,1 H 1, G ,9 M,57 1,6 GM, M ,1 M,5 1,8 GM, M ,6 O,31 3,6 O, O 1-3,8 M,39, M, MO -5 1,6 G,67 1,6 G, GM ,8 M,65,6 G, M ,7 M,9 3, M, MO ,7 M,9 3, M, MO ,7 M,9 3,1 M, O 1998-, M,5 3,3 M, O 1-3, O,3 3,5 M, O -5 3,1 M,57,7 G, M , M,6 1,9 M, MO ,5 G,67 1, H, G ,8 M,57 1,5 G, GM ,5 G,66 1,5 G, GM 1998-,1 M,9 1,6 M, MO 1-3 1,6 M,61 1, H, GM -5 1,7 M,6 1,6 M, M ,1 O,33, M,1.-.6 MO , G,7 1,5 G, GM ,8 M,57 1,7 M, M ,6 M,6 1, G, GM , G,69 1,6 M, MO 1998-,1 M,8 1,6 M, MO 1-3 1,7 M,58 1, G, GM -5,9 M,35 1,7 M, O 1985,3 M,39, M,5.-3. MO , M,5 1,5 G, M ,7 M,5 1,7 M, M ,3 M,38, M, MO , M,6 1,6 M, MO 1998-, M, 1,8 M, MO 1-3 1,8 M,5 1,7 M, MO -5 1,9 M,9 1,7 M, MO 39

40 Typområde 1n Typområde 1s Typ 1n Rv HG GM MO OD Typ 1s Rv HG GM MO OD Typområde Typområde Typ Rv HG GM MO OD Typ 3 Rv HG GM MO OD Typområde 5 Typområde Typ 5 Rv HG GM MO OD Typ Rv HG GM MO OD Typområde 5 Typområde Typ 5 Rv HG GM MO OD Typ 6 Rv HG GM MO OD Figur Validering av klorofyll a med rullande 3-årsmedelvärden (juni-augusti) i Västerhavets typområden. Rv: referensvärde(blå), HG:gräns Hög-God (grön), GM: gräns God-Måttlig (gul), MO: gräns Måttlig-Otillfredsställande(ockra), OD: gräns Otillfredsställande-Dålig (röd).

41 Tabell Klassificering enligt NEA GIG. Medianens och 9-percentilens läge Klassning EQR 9-percentilen under gränsen H/G H 1, 9-percentilen under gränsen G/M och medianen under H/G G H/G,8 Medianen under gränsen G/M G,8 9-percentilen över gränsen G/M M,6 Moderate G/M Good H/G Box whisker plots central line indicates median, whisker is 9 percentile High High Good Good Moderate Classification of data Figur Klassificering med hjälp av median och 9-percentil enligt NEA GIG. Biovolym De framräknade klassgränserna för biovolym har testats med data för 3-årsperioder, dels med medelvärden, dels med medianvärden (Tabell.3.3.3). Valideringen av klassgränserna har också gjorts med rullande 3-års medelvärden (Figur.3.3.3). Dessutom har gränserna testats med metoden som används inom kalibreringsprojektet NEA GIG med boxplottar, som definierar median, kvartiler och spridningen av data. Bedömningen görs genom en kombination av medianen och 9-percentilens läge (se Tabell.3.3. och Fig..3.3.). 1

42 Tabell Validering av biovolym för3-årsperioder (juni-augusti) i Västerhavets typområden. H: Hög, G: God, M: Måttlig, O: Otillfredsställande, D: Dålig.Bedömningen är gjord med medelvärde, median och medelvärde/9-percentil. TYPOMRÅDE Period Medel Klass EQR Median Klass EQR Median / 9- percentil Klass ,1 O,65, M, O ,5 M,9 1,8 M, MO 1n ,6 H,9,6 H, H , M,9 1,1 H, GM -,7 M,5 1, H, M , D,65 3, M, D ,9 M,9 1, G, GM 1s , H,9 1, H, HG ,1 M,9 1,1 H, GM - 1,7 G,5 1,1 H, GM , D,65,95 M, D ,55 M,9, G, GM ,73 H,9,8 H, HG ,5 M,9 1,6 H, GM ,11 G,5 1,8 H, GM 1-3,16 G,5 1,16 H, GM,8 G,5 1,93 H, GM , M,9,8 H, GM , G,9 1, H, GM ,3 G,9 1, H, G ,9 M,5, M, M 1-3 1,9 M,5 1, H, GM 1, H,5, H, G ,3 M,9,8 G, M ,9 G,9,6 H, G ,6 M,5,6 H, GM -,6 O,5 1,5 M, O ,5 O,15,3 M, O ,5 M,, G, MO ,8 G, 1,3 G, MO 1998-,3 M,31 1, H, M 1-3,6 M,7,1 G, MO 13, D,5 8,5 D, D , H,71,1 H, G ,7 O,9, M, O , M,1 1, M, MO ,5 M,16 1,5 M, MO ,7 G,35,5 G, GM -,6 G,5, H 1, G 3,9 M,8,8 G, GM

43 Typområde 1n Typområde 1s , Typ 1n Rv HG GM MO OD Typ 1n Rv HG GM MO OD Typområde Typområde Typ Rv HG GM MO OD Typ 3 Rv HG GM MO OD Typområde Typområde Typ Rv HG GM MO OD Typ 5 Rv HG GM MO OD Typområde Typ 6 Rv HG GM MO OD Figur Validering av biovolym a med rullande 3-årsmedelvärden (juni-augusti) i Västerhavets typområden. Rv: referensvärde(blå), HG: gräns Hög-God (grön), GM: gräns God-Måttlig (gul), MO: gräns Måttlig-Otillfredsställande(ockra), OD: gräns Otillfredsställande-Dålig (röd). 3

44 .. Osäkerhet..1. Bottniska Viken Bedömningsgrunderna för de inre kustvattnen är osäkra då endast ett fåtal gradienter från utsjö kust har varit tillgängliga. Det finns därför ett stort behov att utföra kustkarteringar i Bottniska Viken.... Egentliga Östersjön Vi har inte föreslagit några former för statistisk hantering av bedömningsgrunderna (BG) och inte heller provtagningsprogram då det inte ingick i uppdraget. Hur ett provtagningsprogram skall utformas beror på flera faktorer: 1) vilken osäkerhet man accepterar vid klassningen av en vattenförekomst, ) hur stor andel av de enskilda vattenförekomsterna man anser det behövs information om, 3) vilken ambitionen att utveckla bedömningsgrunderna är, ) i vilken utsträckning man accepterar modellberäknade värden, 5) vilken ansats man väljer för att korrigera gjorda observationer för naturlig påverkan från tillrinnande sötvatten och påverkan från en förorenad Östersjö, för att urskilja lokal påverkan (som kan hänföras till antropogen verksamhet i avrinningsområdet som ansluter till kustområdet). Den modell som föreslagits här kräver t.ex. data från randen mot utsjön för att rättvisande korrigeringar ska kunna göras. Svaret på en ökad näringsbelastning är ofta starkt olinjärt. Det gäller flera av de dosrespons relationer vi använt som underlag för bedömningsgrunderna. Detta innebär att vid låg koncentration av totalkväve ger en förhållandevis liten ökning ett relativt kraftigt svar, t.ex. försämrat siktdjup. Vid högre koncentrationer ger en motsvarande ökning betydligt mindre försämring (se Appendix 1). Som en konsekvens av bl.a. detta blir klassbredden liten för hög och god status och större när statusen försämras. Konsekvensen blir att det kommer att behövas ett stort antal observationer för att kunna klassa vattenkvalitén med rimlig säkerhet. Ett sätt att minska behovet av observationer är om det går att uttala sig om de statistiska egenskaperna hos den population man provtar med hjälp av befintliga data. Vi har här använt data från långa tidsserier för att undersöka om och i så fall hur standardavvikelsen varierar med medelvärdet för de variabler som ingår i denna BG och om det finns andra förhållanden som påverkar spridningen i data, t.ex. område eller utförare. Den preliminära slutsatsen är att man bör kunna göra avsevärda vinster genom att använda befintlig information om variabiliteten i data, men att detta måste utredas ytterligare i samarbete med statistiker. Analysen tyder också på att man avsevärt kan minska behovet av replikering genom kvalitetskrav på provtagning och analys. När detta är gjort bör förslag till provtagningsprogram tas fram som tillgodoser bedömningsgrundernas behov av data till lägsta kostnad. Bedömning av osäkerhet i klassning En betydande svårighet är att bedöma säkerheten i en klassning. Tillvägagångssättet bör om möjligt vara enkelt att tillämpa, transparent och robust. Förslaget nedan bygger på att observationer gjorda vid en given punkt är normalfördelade, eller enkelt kan transformeras så att de blir det. Vidare förutsätts att variabelns standardeviation (SD)

45 (eller varians) är konstant och oberoende av punkt som provtas eller varierar systematiskt så att SD (varians) kan uppskattas från en annan egenskap, t.ex. medelvärdet. Eftersom homogen varians förutsätts i många tester kan variabeln behöva transformeras om skillnaden i varians är stor, alternativt används ett test som tillåter olika varians, t.ex. Welch t. Fördelen med ansatsen är att en betydande del av den naturliga variationen inryms i spridningsmåttet, förutsatt att observationerna omfattar en tillräckligt lång tidsperiod. Man kan uttrycka det så att vi utnyttjar befintlig information till att ge oss kunskap om centrala parametrar som beskriver den population vi tar prover ur. Dataunderlag Det finns ett relativt bra underlag för att testa förutsättningarna för att använda ansatsen ovan. Från Askö-Himmerfjärdsområdet finns data från 1976 till och från Stockholmsområdet från 198- i SKVVFs databas. Eftersom avsikten är att inkludera den naturliga variationen i spridningsmåttet har tidsserierna indelats i perioder då den antropogena belastningen förmodats vara relativt konstant. På grund av tidsbrist har antagandet inte bekräftats genom en detaljerad statistisk analys av data, vilket bör göras innan ansatsen tillämpas för klassificering för att få rättvisande standarddeviationer. Materialet från Stockholm har delats in i de två perioderna och och materialet från Askö-Himmerfjärden i tre: , och Den antropogena tillförseln till Stockholms inre skärgård torde ha varit relativt stabil före respektive efter att kväverening införts i Henriksdals och Käppala reningsverk Koncentrationen av näringsämnen i tillrinnande Mälarvatten har inte visat någon tydlig trend inom tidsperioderna. För Askö-Himmerfjärdsområdet har variationen i tillförseln från Himmerfjärdsverket varierat även inom använda tidsintervall. Tillförseln av kväve från Himmerfjärdsverket fördubblades under perioden , minskade något mot slutet av perioden , varefter den sjönk till låg nivå Endast data från m djup har använts för att kunna jämföras med data från SKVVFs kartering. För att få ett rimligt antal observationer har samtliga observationer från juli och augusti använts. För Stockholms skärgård var antalet observationer oftast och för Askö-Himmerfjärden -5 per sommar. Data har hämtats från SHARK (SMHI) samt SKVVFs mätdatabas och Himmerfjärdsprojektets databas (SISU). Alla statistiska beräkningar har gjorts med STATISTICA ver. 7.. Shapiro-Wilk s W test har använts för att kontrollera att data är normalfördelade. I en del fall kan ytterligare tester av transformeringar behöva göras för att nå normalitet. Resultat Totalfosfor I figur...1 har SD (varians=sd, SE=SD/ n) för stationer i Stockholms skärgård och Askö-Himmerfjärdsområdet plottats mot medelkoncentrationen av totalfosfor (TP) under juli och augusti för olika tidsperioder. I alla dataset ökar SD med ökande medelvärde, dvs. variansen är inte homogen. Sambandet mellan SD och TP koncentration är starkt, i vissa fall mycket starkt (r >.9). Lutningarna på regressionslinjerna är mycket lika men för ett givet TP medelvärde tenderar SD vara 5

46 högre för observationer från Stockholms skärgård. Detta kan ha två förklaringar: Variationen är större i Stockholms skärgård och (ett större område) eller precisionen i mätningarna är sämre..5. TP SD vs Medelvärde y =.5x -.5 R =.91 SD.15 y =.6x -.38 R =.63.1 Sthlm Hfj Hfj 78-8 y =.6x -.61 Hfj R =.9 Sthlm TP medelvärde µm Figur...1. Medelkoncentration av totalfosfor och standardavvikelse vid individuella stationer i Stockholms skärgård och i Himmerfjärds/Askö-området (Hfj) för månaderna juli och augusti. Medelvärden har beräknats för olika tidsperioder (anges i teckenförklaringen). Totalkväve För totalkväve (TN) skiljer sig sambandet mellan medelkoncentrationen och SD för Stockholms skärgård för från övriga samband (Figur...). Orsaken har inte närmare analyserats. Övriga dataset har liknande lutning på regressionslinjerna men vid samma medelkoncentration är SD betydligt större i Stockholms skärgård. Som för totalfosfor kan orsaken vara större variation i Stockholms skärgård, alternativt större osäkerhet i mätdata. Även om antalet observationer per år bara är hälften i Stockholms skärgård förefaller större osäkerhet i mätdata ha betydelse eftersom linjernas lutningar är parallella och att skillnaden i SD inte blir markant lägre vid låga medelvärden Förhållandena påverkas då mindre av variationer i sötvattentillförsel och liknar därför mer de i yttre Himmerfjärdsområdet. Dock kan inte uteslutas att influensen från Bottenhavet kan orsaka variation i de yttre områdena. Skillnaden i varians är förhållandevis liten mellan lägsta och högsta medelvärde och möjligen kan en poolad varians användas vid tester. Siktdjup I likhet med totalkväve skiljer sig data från Stockholmsrecipienten för perioden från övriga perioder och områden (Figur...3). Data från Himmerfjärds/Asköområdet och Stockholms skärgård (Sthlm) för sammanfaller väl, med nära nog identisk lutning på regressionslinjerna. SD ändras relativt lite med minskande siktdjup, varför en poolad varians kan vara rimligt att använda vid tester, alternativt måste data transformeras till homogen varians. 6

47 Sthlm8-96 Hfj 78-8 Hfj Hfj 97- Sthlm97- SD vs medelvärde TN y =.68x -.1 R =.98 SD y =.179x -.13 R =.5815 y =.198x R =.5351 y =.1113x R =.6336 y =.638x R = Medelvärde TN µm Figur... Medelkoncentration av totalkväve och standardavvikelse vid individuella stationer i Stockholms skärgård och i Himmerfjärds/Askö-området (Hfj) för månaderna juli och augusti. Medelvärden har beräknats för olika tidsperioder (anges i teckenförklaringen)..5. SD vs medelvärde Log siktdjup Sthlm8-96 Hfj77-96 y = -.18x Hfj97- R =.3771 Sthlm97- SD.15.1 y = -.711x +.11 R =.751 y = -.13x R =.5518 y = -.91x R = medelvärde Log Siktdjup m Figur...3. Medelsiktdjup (Log siktdjup) och standardavvikelse vid individuella stationer i Stockholms skärgård och i Himmerfjärds/Askö-området (Hfj) för månaderna juli och augusti. Medelvärden har beräknats för olika tidsperioder (anges i teckenförklaringen) Klorofyll a Sambandet mellan medelkoncentrationen av klorofyll a och SD i Stockholms skärgård var likartat före och efter 1996/97. Från Himmerfjärden/Askö-området finns bara data från meters djup från två stationer. Förhållandena på dessa stationer faller väl in i mönstret från Stockholms skärgård. 7

48 .35.3 SD vs medelvärde Log klorofyll a y =.77x R = SD Sthlm8-96 Hfj Sthlm97- y =.69x +.79 R = Medelvärde klorofyll a µg/l Figur... Medelkoncentration (Log klorofyll a) i ytvattnet ( m) och standardavvikelse för klorofyll vid individuella stationer i Stockholms skärgård och i Himmerfjärds/Askö-området (Hfj) för månaderna juli och augusti. Data från m djup med medelvärden beräknade för olika tidsperioder (anges i teckenförklaringen). För Himmerfjärden/askö-området finns bara data från stationer. Från en station i Himmerfjärden har beräkningarna gjorts för perioderna , och samt för perioden för en station S. Askön. Tillämpning vid klassning Genom att använda historiska data från många år kan man uppskatta den naturliga variabiliteten vid en given provpunkt, förutsatt att den antropogena belastningen varit relativt konstant under den tidsperiod beräkningarna baseras på. Ett enkelt linjärt förhållande mellan medelkoncentration (vid en provpunkt) och SD gör att SD (och varians) kan skattas för en godtycklig koncentration av TP, TN och klorofyll a, samt siktdjup. Om man accepterar givna begränsningar kan en statistisk analys av observationer från stationen/området utgå ifrån att SD är känd. Att det finns signifikanta linjära samband mellan siktdjup och SD visar dock att variansen inte är homogen, dvs. att ett av villkoren för många tester inte är uppfyllt. För några variabler varierar variansen ganska lite med medelvärdet och det är möjligt att den inte skiljer sig signifikant inom uppmätt koncentrationsintervall (har av tidsskäl inte testats). Inhomogen varians kan också hanteras genom lämplig transformering av data (inte testat pga. tidsskäl), alternativt att metoder som inte förutsätter homogen varians används (t.ex. Welch t). Detta gör det möjligt att för en vattenförekomst (havsområde) skatta med vilken sannolikhet området tillhör en viss tillståndsklass. Med känd SD kan antalet prover som behövs för att med en viss power avgöra till vilken klass ett havsområde hör beräknas, liksom hur många prov som behövs för att upptäcka en viss förändring inom ett havsområde eller detektera skillnader mellan havsområden. I fall där SD är beroende av medelvärdet kommer antalet prover som behövs för att med en viss power skilja medelvärden (µ 1 och µ ) vara olika (n 1 n ). Detta kan leda till mycket komplexa beräkningar och det är möjligt att det fel som introduceras om man antar att närliggande värden kommer från en population med samma SD inte är stort. 8

49 Tillvägagångssättet är främst avsett att tillämpas för att avgöra klassningen av havsområden, dvs. avgöra gränsdragningsfrågor. Man kan t.ex. beräkna hur behovet av replikat ökar när medelvärdet närmar sig en klassgräns för att man med en viss power skall kunna uttala sig om vilken klass området tillhör. Detta blir naturligtvis särskilt viktigt för områden som balanserar på G/M-gränsen. I figur...5 visas en beräkning av antalet prover som behövs för att med olika power avgöra om ett havsområde har tillståndsklass god när medelkoncentrationen närmar sig klassgränsen, som här antagits vara,5 µm (beräkning av SD för power-beräkningen baseras på mätdata från Stockholms skärgård, testerna är 1-sidiga). Som framgår av figuren ökar antalet replikat exponentiellt när medelkoncentrationen i havsområdet närmar sig klassgränsen. 6 Klassgräns G/M TP.5 µm 5 n antal prov 3 α=.1,β=.8 α=.1,β=.9 α=.5,β=.8 α=.5,β=.9 1 Klassgräns TP µm Figur...5. Beräkning av antalet replikat som behövs från ett havsområde för att med en given styrka avgöra om tillståndet övergått från en klass till en annan. Exemplet är enbart till för att illustrera det snabbt ökande antalet replikat som behövs och baseras på TP med godtyckligt vald klassgräns för G/M. "=sannolikheten för att det inte är någon skillnad, β=statistiska styrkan. I beräkningarna har tagits hänsyn både till att behovet av replikat ökar närmare klassgränsen och att SD ökar när TP ökar, vilket i sig ökar behovet av replikat. Antalet replikat som behövs för att upptäcka en förändring i medelkoncentration av TP om,1 µm ("=,5, β=,8) varierar kraftigt med medelkoncentrationen. Vid en medelkoncentration på,5 µm (SD=,1) behövs ca 17 replikat och vid,8 µm (SD=,18) ca 5. Man kan också uppskatta hur mycket lägre varians i data betyder för antalet prov som behöver tas för att med en viss styrka kunna uttala sig om vilken klass området tillhör. I fig....6 har detta beräknats för TP (med "=,5, β=,8) på samma sätt som i fig....5 ovan med SD från Stockholms skärgård (Sthlm, SD~,9) respektive Himmerfjärden/Askö-området (Hfj, SD~,6). Det framgår klart att det är kostnadseffektivt att minimera den del av variansen som härrör från provtagning och 9

50 kemisk analys. Om den ökade variansen i data från Stockholms skärgård helt beror på analyskvalitet medför detta en ökning i antalet replikat med 6-1% för att uppnå samma statistiska styrka. För att minimera kostnaderna för datainsamling kommer det vara utomordentligt viktigt att minimera introducerad varians i alla steg. Antal replikat vid olika SD 5 35 n antal prov TP µm Sthlm Hfj Fig Uppskattning av betydelsen av hög kvalitet i provtagning och analys uttryckt som antal prov som måste tas för att med en given statistisk styrka (β=,8) kunna uttala sig om att ett observerat medelvärde (TP µm) tillhör en viss klass med övre klassgräns,5 µm...3. Västerhavet Alla beräkningar och klassificeringar grundar sig på uppmätta data i Västerhavets kustområden. Gränserna mellan de olika klasserna för både klorofyll och biovolym grundar sig på sambandet med variationen i totalkväve och siktdjup samt spridningen i datamaterialet. Skillnaden mellan referensvärdet och gränsen mellan God och Måttlig ligger på en faktor 1,6-1,9 för klorofyll a. Faktorn är högre än den Hansson & Håkansson (5) använt, men speglar variationen i datamaterialet vid låga sommarkoncentrationer av klorofyll a. För biovolym är faktorn större och varierar kring för de olika typområdena, beroende på den stora variationen i biovolymsdata. Typområde 5 utgör ett undantag när det gäller biovolym, eftersom växtplanktondata saknas härifrån. Bedömningen utgår från klorofyll och de slutliga klassgränserna och referensvärdet har gjorts enligt så kallad expertbedömning. 5

51 .5. Fortsatt utveckling av bedömningsgrunder.5.1. Korrigering för naturlig variation i referensförhållanden För att testa om tydliga skillnader mellan havsområden förekommer inom ett typområde användes information i SVAR (Svenskt Vattenarkiv, SMHI) om havsområdets (=vattenförekomstens) medeldjup, maxdjup, area, volym och sötvattentillförsel. Siktdjupet minskade med ökande temperatur (grunda innestängda områden har varmare vatten), och ökade med ökande maxdjup (p<<,1, multiple regression, forward selection, STATISTICA 7.). Salthalt och maxdjup har en signifikant negativ påverkan på koncentrationen av klorofyll a, medan temperatur har en positiv effekt (analys som ovan), vilket skulle förväntas med hänsyn till resultatet för siktdjup. Koncentrationen av totalfosfor i ytvattnet var negativt beroende av salthalt, medeldjup och havsområdets yta och positivt av temperatur. Ett positivt beroende av tillrinning per km havsområde indikerar att påverkan från land kan vara betydelsefull. Ett liknande resultat erhölls för totalkväve. Analysen visade ett positivt samband med temperatur samt tillrinning per km havsområde och negativt med salthalt, havsområdets yta och maxdjup. Det skulle föra för långt här att försöka tolka utfallen i detalj och det var inte heller syftet. Motsvarande analys för enbart typområde 1 visar tydlig och likartad betydelse av testade variabler (Tabell.5.1). Tabell.5.1. Multipel-regressions-analys av data från typområde 1. Plustecken anger ett positivt samband och minustecken ett negativt. Antalet tecken anger graden av signifikans för respektive variable i regressionen. r värdet anger den totala förklaringsgraden. TN=totalkväve, TP=totalfosfor, CHLa=klorofyll a. Data från SKVVFs kustkartering i augusti 1, och 5. TN TP CHLa Siktdjup Temperatur Salthalt Havsområdets yta Sötvattentillrinning Medeldjup R,,,17,39 TN, TP och CHLa visar ett starkt positivt och siktdjup ett negativt samband med temperatur. Detsamma gäller sötvattentillrinning och det omvända medeldjup. Totalfosfor visar till skillnad från TN ett positivt samband med salthalt, vilket kan tolkas som att öppna Östersjön har stor betydelse för koncentrationen av TP medan koncentrationen av TN påverkas av tillförseln från land, d.v.s. visar ett negativt samband. Detta är en tydlig indikation på att vi varit framgångsrika i att reducera fosfortillförseln från land till kustområdet. Analysen visar också tydligt att sötvattentillförseln är betydelsefull. Det är dock för närvarande omöjligt att särskilja hur stor andel av skillnaden mellan havsområden de naturgivna förutsättningarna (havsområdets yta, medeldjup och sötvattentillförsel) respektive mänsklig påverkan (ökad tillförsel av näringsämnen) utgör. För en sådan analys behövs ytterligare information om vattnets uppehållstid, tillförsel av näringsämnen, exponeringsgrad etc. Vattnets uppehållstid kan beräknas med en kustoceanografisk modell och övriga 51

52 uppgifter med enkla kartografiska analyser. Detta är ett av de viktigaste områdena att vidareutveckla för att öka precisionen i klassificeringsarbetet..5.. Kvalitetsvariabeln växtplankton Genom att ge bedömningsgrunder för biovolym för alla typområden har möjligheten skapats för att starta upp övervakningsprogram, särskilt i typområden som saknar data om växtplankton. Detta bedöms vara nödvändigt för att få underlag för att utveckla bedömningsgrunder (BG) under tiden fram till den första revisionen av BG. Artsammansättning ger mycket värdefull information och ett första steg vore att upprätta listor med problematiska arter. Detta kan göras genom att använda checklistan (Hällfors ) tillsammans med befintlig litteratur (t.ex. Tikkanen och Willén 199, Throndsen et al. 3, Andersson och Edler 3). Listorna kan användas som stöd vid bedömning av vattenkvalitet. Som exempel kan nämnas behovet av kunskap om förekomsten av kvävefixerande cyanobakterier inför en fortsatt utbyggnad av kväverening, om främmande arter och om biodiversiteten i vattenmassan. I Östersjön finns minst 33 skadliga alger. av dessa har blommat någon gång och några blommar regelbundet (Wasmund ). Vissa arter skapar problem i ekosystemet (t.ex. blomningen av Chrysochromulina polylepis 1988) och andra för en näring (t.ex. toxiska Dinophysis-arter i musselodlingen, cyanobakterier i egentliga Östersjön). Arterna kan delas upp efter olika kriterier, t.ex. påverkan människa/djur, har/kan skapa problem, stationär/invandrad art, etc. Vissa arter gynnas av ökade närsaltstillgång och indikerar eutrofiering (se rapporten Anderson och Edler 3), andra ger information om begränsande ämnen (kvävefixerande cyanobakterier). Nästa steg bör vara att ta fram en sammanvägd bedömningsgrund för växtplankton som även innehåller den viktiga information, som artsammansättningen kan ge. I rapporten från North East Atlantic GIG, Intercalibration guidance, Phytoplankton, Bordeaux, februari, finns ett angreppssätt som verkar intressant och möjligt för oss att testa när mer växtplanktondata finns tillgängliga. Den bifogade tabellen nedan från rapporten visar hur ett sammanvägt index kan se ut. Tabellen skulle också kunna baseras på biovolym. 5

53 Table 1: Proposed indicators and levels used in establishing the status of the phytoplankton biological quality element in Irish and UK transitional and coastal waters. Attribute Numeric Criterion Running 5-Year percentage of events exceeding the criteria High Good Medium Poor Bad Chlorophyll Scaled by Salinity <1% 1-% 5-9% 5-9% >9% Group 1 indicator Species Group indicator Species Group 3 indicator Species >1^5 cells l -1 <1% 1-% 5-9% 5-9% >9% >1^6 cells l -1 <1% 1-% 5-9% 5-9% >9% >1^5 cells l -1 <1% 1-% 5-9% 5-9% >9% Group 1 - Species of toxic phytoplankton that occur in Irish and UK waters and have the potential to impact on human health. Group - Species of toxic and nuisance phytoplankton that occur in Irish and UK waters and have the potential to impact on marine fauna (finfish and benthic invertebrates). Group 3 - Indicator phytoplankton species of eutrophic conditions, such as Phaeocystis, and all species that exceed the criterion of more than 1-5 cells l -1. For example, if a phytoplankton species in bloom group 3 exceeds the threshold of more than 1 6 cells per litre in 9% of samples collected then its status is considered bad, if the threshold is only exceeded in 1 % of samples collected its status is considered good and if the threshold is only exceeded in less than 1% of samples collected its status is considered high. The status of the individual attribute is then converted to a numerical score, i.e. high status = 1., good status =.8, moderate status.6, poor status =. and bad status =.. The final classification is determined by adding the values of the individual attributes together and dividing by, i.e. the number of attributes used in the assessment. 5. Referenser Aarup, T.. Transparency of the North Sea and Baltic Sea a Secchi depth data mining study. Oceanologica, (3). pp Andersen, J.H., J. Aigars, U. Claussen, B. Håkansson, H. Karup, M. Laamanen, E. Lysiak-Pastuszak, G. Martin, G. Nausch. 5. HELCOM EUTRO: Development of tools for assessment of eutrophication in the Baltic Sea. DHI Water and Environment Andersson, A., Edler, L. 3. Användning av växtplankton som indikator på marina vattenkvalitet. NV Rapport. Andersson, A. Wikner J.. Pelagisk Biologi. Bottniska Viken 3, Umeå Marina Forskningscentrum. Brandt, M., och H. Ejhed. 3. TRK Transport-retention-källfördelning Belastning på havet. Naturvårdsverket rapport 57. Edler, L Phytoplankton and Primary Production in the Sound. PhD. Diss. Göteborgs Univ. pp.8. Finni, T., Laurila, S. and Laakkonen S. 1. The history of eutrophication in the sea area of Helsinki in the th century. Long-term analysis of plankton assemblages. Ambio 3 (-5): Hallegraeff, G.M., D.M. Anderson and A.D. Cembella. Manual of Harmful Marine Microalgae.Unesco Publishing, Paris. pp

54 Hansson, M. & B. Håkansson, 5. Förslag till Vattendirektivets Bedömningsgrunder för pelagiala vintertida näringsämnen och sommartida effektrelaterade näringsämnen, siktdjup och klorofyll i Kustvatten. SMHI Rapport. Dnr: 5/178/1933. pp 3. Hällfors, G.. Checklidt of Baltic Sea Phytoplankton Species. Baltic Sea Environment Proceedings No. 95. Helsinki Commission. pp. 8 Kautsky, L Phytoplankton dynamics and succession an a brackish, eutrophicated bay following sewage diversion. Contrib. Askö Lab. Univ. Stockholm, Sweden No. 33, pp.65. Kautsky, N., Kautsky, H., Kautsky, U., Waern, M Decreased depth penetration of Fucus vesiculosus (L.) since the 19's indicates eutrophication of the Baltic Sea. Marine ecology progress series. Vol. 8, no. 1-, pp Kruskopf, M. och KJ Flynn. 6. Chlorophyll content and fluorescence responses cannot be used to gauge reliably phytoplankton biomass, nutrient status or growth rate. New Phytoplogist 169, Laamanen, M., Fleming, V. and Olsonen, R.. Water transparency in the Baltic Sea between 193 and. Finnish Institute of Marine Research. Larsson, U., och R. Elmgren.. Baltic Sea Secchi depth relations. Report to MARE. Ver.3, Lännergren, C, Eriksson, B., Stehn, A. 5. Undersökningar i Stockholms skärgård. Stockholm Vatten Olenina I, Hajdu S, Edler L, Andersson A, Wasmund N, Göbel J, Huttunen M, Jaanus A, Ledaine I, Huseby S, Niemkiewicz E. (6) Biovolumes and size-classes of phytoplankton in the Baltic Sea. Helcom proceedings. In press. Samuelsson, K., L. Edler, S. Hajdu, och A. Andersson.. Bedömningsgrunder för kust och hav enligt EUs ramdirektiv växtplankton. Sandén, P. och B. Håkansson Long-term trends in Secchi depth in the Baltic Sea. Limnol. Oceanogr. 1: Savchuk O.P., Larsson, U., Elmgren, R. and Rodriguez Medina, M. (5): Secchi depth and nutrient concentrations in the Baltic Sea: model regressions for MARE's NEST. ( Tikkanen, T. och Willén, T Växtplanktonflora. Naturvårdsverket, pp. 8. Throndsen, J., Hasle, G.R. og Tangen, K. 3. Norsk Kystplanktonflora. Almater forlag AS. pp. 31. Walve, J. 3. Växtplankton- och bottenfaunadata från Östersjökusten en inventering för det fortsatta arbetet med vattendirektivet. Rapport till Naturvårdsverket. Juni 3. Wasmund, N. (): Harmful algal blooms in coastal waters of the south-eastern Baltic Sea. In Schernewski, G. and Schiewer U. (eds.): Baltic coastal ecosystems. CEEDES-Series. Springer. Berlin, Heidelberg, New York. pp

55 6. Appendix Appendix 1 Empiriska relationer mellan TN, TP, Siktdjup & klorofyll a i egentliga Östersjön EUs ramdirektiv för vatten utgår från att det går att fastställa referensvärden som beskriver ett tillstånd nära det naturliga. Detta ställer särskilda krav i områden som påverkades av mänsklig aktivitet innan miljön började studeras kvantitativt. Östersjön är ett sådant område där det inte längre kan förväntas finnas områden i ett nära naturligt tillstånd, åtminstone inte i egentliga Östersjön. Människans påverkan på Östersjön började redan när marken började brukas. Brytning av ny åkermark, sänkning av sjöar, dikning av våtmarker, dränering av åkermark mm. kulminerade vid mitten av 19-talet och var en viktig orsak till att tillförseln av kväve till Östersjön ökade. Det är därför troligt att referensförhållanden måste sökas tidigare än så. Tillförseln av näringsämnen till Östersjön har ökat kraftigt (moderna beräkningar uppskattar att kväve och fosfortillförseln ökat minst 3 gånger) och i skärgårdsvattnen utanför större städer var påverkan tydlig redan i början av 19-talet och nådde sin kulmen i mitten av seklet innan åtgärder började sättas in. Idag har dessa lett till betydande förbättringar av vattenkvaliteten i många områden. Den allmänna försämringen av tillståndet i öppna Östersjön motverkar dock förbättringar i den svenska kustzonen och försvårar fastställandet av referensförhållanden. Det finns mycket lite information om referensförhållanden för växtplankton, siktdjup och näringsämnen. Utom i några få fall började mer systematiska observationer med moderna mätmetoder på 196-talet i såväl öppna Östersjön som i kustområdet. De längsta tidsserier som finns är för syre, siktdjup, salt och temperatur som för öppna Östersjön sträcker sig tillbaka till 189-talet. De visar att syresituationen i Östersjöns djupvatten snabbt försämrades efter det stora saltvatteninbrottet i början av 195-talet. Under 196- och 7-talet ökade vinterkoncentrationen i ytskiktet kraftigt, först av fosfat och sedan av oorganiskt kväve. Enstaka mätdata från 195-talet antyder att vinterkoncentrationen av fosfat kan ha varit så låg som,1 µm. Från slutet av 195- till i mitten av 196-talet var medelkoncentrationen av fosfat ca, µm för att därefter på ungefär ett decennium öka till mellan,6 och,7 µm. Från 198-talet till idag finns inga tydliga trender, men variationen mellan år är stor och de senaste åren har kännetecknats av rekordhöga vinterkoncentrationer av fosfat. Med början något senare ökade även vinterkoncentrationen av oorganiskt kväve i Östersjöns ytvatten från ca till -5 µm. I likhet med fosfat har mellanårsvariationerna varit stora sedan 198-talet och det senaste decenniet har koncentrationen tenderat att minska, sannolikt som en följd av interna processer och inte en belastningsminskning. Det finns observationer av siktdjup från början av 19-talet som kan ge en viss ledning vid fastställandet av referensvärdena Laamanen et al. () har sammanställt finska mätningar under 19-talet och Sandén och Håkansson (1996) analyserade data från norra egentliga Östersjön hämtade ur SMHIs databas. Båda analyserna visar att siktdjupet under sommaren (juni-september) har minskat. Sandén och Håkansson uppskattar att siktdjupet minskat med ca 3 m, från 1 till 7 m mellan och 55

56 Laamanens data tyder på en likartad minskning i större delen av egentliga Östersjön. Möjligen kan siktdjupet i början av seklet ha varit något sämre än vad som indikeras av Sandén och Håkansson (1996), men det är osäkert eftersom Laamanens data avlästs från figurer. En liknande siktdjupsminskning har föreslagits av Kautsky et al. (1986) för att förklara att nedre utbredningsgränsen för blåstångsbältet förskjutis flera meter mot ytan. Här antas att medelsiktdjupet i början av seklet var 9-1 m (troligen mätt utan vattenkikare) under sommaren i öppna egentliga Östersjön och att detta representerar vad som i vattendirektivet avses med nära naturliga förhållanden. Ett sätt att uppskatta referensförhållanden för andra variabler är att undersöka om det finns signifikanta samband mellan dessa och siktdjup. Det är t.ex. rimligt att antaga att det finns ett samband mellan mängd algbiomassa och siktdjup. Algbiomassan kan mätas som biovolym eller skattas indirekt genom att mäta mängden växtpigment (klorofyll a) i vattnet. Det är också rimligt att anta att det finns ett samband mellan koncentrationen av det mest begränsande ämnet och klorofyll a (och därmed också indirekt med siktdjupet). Här blir det genast mer komplicerat eftersom det inte är självklart vilket ämne som är det mest tillväxtbegränsande, särskilt i kustområden där förhållandena kan växla beroende på näringstillförsel, vattenutbyte, väder etc. En ytterligare komplikation är att oorganiska näringsämnen inte är användbara under sommaren då de tas upp av växtplankton som sällan lämnar mätbara mängder i vattenmassan. Istället används totalkväve och totalfosfor som proxy-variabler. En betydande del av totalkvävet är refraktilt, d.v.s. det är inte biologiskt tillgängligt. Det refraktila kvävet kan grovt uppskattas genom att extrapolera till klorofyll a med en ekvation för sambandet mellan totalkväve och klorofyll a. Merparten av relationerna i följande appendix (1 b) som baserats på flera olika dataset ger en skattning av den refraktila delen till mellan 13,5 och 1,5 µm eller 19- µg/l. Detta är något högre än preliminära uppskattningar från laboratorieförsök som ger 1-13 µm (se avsnitt.1.). Vi antar här att den refraktila delen av totalkvävet i egentliga Östersjön är ungefär 13 µm (18 µg/l). 56

57 Appendix 1a Uppskattning av referensvärden för totalkväve Ett antal gamla och nya dataset har använts för att göra oberoende beräkningar av sambandet mellan totalkväve (TN), totalfosfor (TP), klorofyll a (CHLa) och siktdjup (SIKT). Observationernas kvalitet har granskats noggrant innan de använts. Data kommer huvudsakligen från 3 källor med god kvalitet: Mats Waerns kustundersökning, Himmerfjärds- och Norrtäljeundersökningen, SKVVFs kustvattenkartering (Systemekologi, SU), samt den nationella marina miljöövervakningen på uppdrag av Naturvårdsverket (SMHI och Systemekologi, SU). En analys av sambandet mellan totalkväve och siktdjup i öppna Östersjöns delbassänger finns i Larsson och Elmgren (). Relatinerna har implementerats i MARE-projektets beslutsstödssystem (Savchuk et al. 5). Totalt upprättades 11 relationer med siktdjup som funktion av totalkväve (tabell 1). De flesta av dessa bedömdes ge rimliga skattningar av siktdjupet även utanför deras giltighetsintervall (observationsbredden) och har gulmarkerats i tabell 1. Ekvationen baserad på data från SKVVFs kustundersökning ger ett avvikande litet siktdjup vid lågt totalkväve och den som baserats på data från Stockholmsrecipienten 1- ger ett avvikande stort siktdjupet vid höga TN jämfört med övriga samband. Tabell 1. Sammanställning av empiriska samband mellan koncentration (µm) av totalkväve (- 1 m eller m [ytvattenprov]) och siktdjup (m). Data från egentliga Östersjön har hämtats från SMHIs databas SHARK och systemekologiska institutionens, SU, databas BED. Uteslutande svenska Miljöövervakningsdata har använts. Data till ekvation 1 kommer från Himmerfjärden- Askö-Landsortsområdet (totalt 1 stationer som undersökts minst ett år 1976-), till ekvation från ca 6 stationer i Norrtälje kommuns kustområde som provtogs 1 gång i augusti åren , till ekvation 3 från Mats Waerns provtagningar i Stockholm skärgård (ytvattenprov), till ekvation -7 från SKVVFs synoptiska karteringar av ca stationer i kustområdet mellan Dalälvens utlopp i norr och Bråvikens mynning i söder och till ekvation 8 från Systemekologiska institutionens, Stockholms universitet, undersökningar på 7 stationer i segelleden från Blockhusudden till Eknö, W Sandhamn. Mvk=med vattenkikare, Uvk= utan vattenkikare. Lutning Intercept r TN -1m, SIKT=Uvk LogTN:LogSIKT N eg Östersjön (jun-aug) LogTN:LogSIKT Eg. Östersjön (jun-aug) LogTN:LogSIKT NV eg. Östersjön (jun-aug) Ytprov, SIKT=Mvk LogTN:LogSIKT Medel jun-aug Hfj-BY31 LogTN:LogSIKT Norrtälje, aug LogTN:LogSIKT Waern (jun-aug) LogTN:LogSIKT SKVVF 1 OBS enb. aug. LogTN:LogSIKT SKVVF OBS enb. aug. LogTN:LogSIKT SKVVF 5 OBS enb. aug. LogTN:LogSIKT SKVVF 1-5 OBS enb. aug. LogTN:LogSIKT SR SU 1- jun-aug 57

58 I figur 1 har 7 av ekvationerna använts för att beräkna siktdjupet vid olika TN koncentration. Den absoluta spridningen mellan ekvationerna är relativt liten vid höga koncentrationer (variationsbredd,6-1, m vid TN 71 µm) och hög vid låga (variationsbredd 7,5-11,3 m vid TN 1,3 µm). Ekvationer baserade på data från öppna Östersjön tenderar att prediktera ett större siktdjup vid låga TN, särskilt som siktdjup mätt utan vattenkikare underskattas i jämförelse med om vattenkikare används. Ett siktdjup på 1 m motsvaras av drygt 11 m om vattenkikare används (Larsson, opubl.). I de publikationer som redovisar siktdjupets utveckling saknas uppgift om mätmetoden, men det mest troliga är att mätningarna gjorts utan vattenkikare då de görs från fartyg. Siktdjup m Siktdjup som funktion av totalkväve NegÖj-a egöj-a NVegÖj-a Hfj-BY31j-a Waernj-a SKVVF5a SKVVF Totalkväve µm Figur 1. Siktdjup beräknat med 7 ekvationer för sambandet mellan koncentration av TN och siktdjup. Ekvationerna baseras på oberoende observationsserier. Siktdjup m Kust Utsjö Hfj-BY Siktdjup vs totalkväve y = 13.3x y = 5.68x y = 317.5x y = 356.5x Waern 6 8 TN µm Figur. Siktdjup beräknat med sammanvägda utsjö- (Eg Östersjön) och kustekvationer (SKVVF), och ekvationer för Hfj-BY31- och Waerndata för sambandet mellan koncentration av TN och siktdjup. Ekvationerna baseras på oberoende observationsserier. 58

59 De ekvationer som baseras på data från kustområdet ger ett något lägre siktdjup vid samma TN vilket är rimligt eftersom kusten påverkas mer av resuspenderat material, avrinning från land mm. Det är dock tveksamt om detta kan motsvara en siktdjupsskillnad på 1-1,5 m vid TN 1,3 µm, i realiteten -3 m om hänsyn tas till att vattenkikare inte använts vid mätningarna i utsjön. En jämförelse mellan medelsiktdjupet under sommaren på kuststationen Askö B1 och Landsortsdjupet BY31 i öppna Östersjön (nationella marina miljöövervakningsprogrammet), visar mycket små skillnader (<,5 m) om data från BY31 korrigeras för att vattenkikare inte använts. I figur 3 jämförs beräknat siktdjup (medelvärde av använda ekvationers utfall) vid tre olika TN koncentrationer med observerat siktdjup vid samma koncentrationer. Vid TN 18 µm är det observerade siktdjupet från SKVVFs kustundersökningar mer än en meter lägre jämfört med Waerns observationer på 197-talet och observationer från Siktdjup m Beräknade vs observerade siktdjup vid olik TN Obs 3 Kustekv Utsjöekv 1 Medelv TN µm Figur 3. Observerade och beräknade siktdjup vid olika TN i intervallet mellan Rv och MOgränsen. Observationerna (lila punkter) har hämtats från olika undersökningar och motsvarar medelsiktdjupet inom intervallet TN±1µM. Siktdjup beräknat med kustekvationer (gröna fyrkanter) och utsjöekvationer (blå trianglar) är medelvärdet av siktdjup erhållna med markerade ekvationer i tabell 1. Medelvärdet av observerade siktdjup anges mellan observerade och predikterade värden (röda punkter). Himmerfjärden-Askö-området. Detta kan mycket väl bero på ett betydligt större inslag av grunda stationer i SKVVFs data vilket pekar på behovet av mer ingående analys av skillnader som främst orsakas av andra faktorer än näringstillgång, t.ex. exponeringsoch exploaterings grad, medeldjup mm. Om skillnaderna i siktdjup som orsakas av faktorer som inte påverkas av åtgärder är stora kan detta leda till felaktig klassning av enskilda vattenförekomster. En del av skillnaderna kan även bero på att SKVVFs data insamlats under en vecka i augusti, medan övriga ekvationer baseras på data från juniaugusti. Utsjöekvationerna tycks prediktera siktdjupet bättre vid låga TN medan kustekvationerna är något bättre vid höga. Detta styrks av att utsjöekvationerna ger en skattning av TN vid 9-1 m siktdjup på 1,3-15,3 µm. Detta kan vara ett rimligt intervall för ett referensvärde för öppna Östersjön då vi vet att koncentrationen av oorganiskt kväve i ytskiktet under vintern ökat med 3- µm bara sedan slutet av

60 talet och att det är sannolikt att mer fosfor gett upphov till ökad kvävefixering under sommaren. Jämfört med ett referensvärde för perioden juni-augusti på ca. 15 µm är nuvarande koncentration omkring,5 µm högre. De flesta kustekvationerna (utom ekv. 1 i tabell 1) ger orimligt låga skattningar av TN vid de siktdjup som rapporterats från tidigt 19-tal och bör inte användas för TN<µM. Ekvation 1 i tabell 1 (Hfj-BY31,) ger de bästa skattningarna över hela observationsbredden (Fig., grön cirkel). Siktdjup, Observerat och predikterat 1 Obs & pred Siktdjup m Obs Hfj Hfj-BY pred Obs SKVVF Obs SKVVF Observerat TN µm Figur. Observerade och predikterade siktdjup vid olika TN. Observationerna har hämtats från olika undersökningar och motsvarar medelsiktdjupet inom intervallet TN±1µM. Beräknat (predikterat) siktdjup är erhållet från ekvation 1 i Tabell 1 (Hfj-BY31-ekvationen) 6

61 Appendix 1b Samband mellan totalkväve och klorofyll a i Eg. Östersjön Sambandet mellan totalkväve och klorofyll a är oftast starkt (tabell 1) men kan variera kraftigt mellan år, tidpunkter och områden (Figur 1). Alla ekvationer utom två ger en likartad skattning av koncentrationen av klorofyll a i ytvattnet vid TN koncentrationer nära det uppskattade referensvärdet (15,3 µm, se ovan). Vid högre TN koncentrationer blir skillnaderna mellan ekvationerna dramatiska. Detta beror till stor del på variationsbredden i dataunderlaget. Ekvationer som baseras på data från öppna Östersjön saknar höga koncentrationer i underlaget och en extrapolering långt utanför ekvationens giltighetsområde blir naturligtvis mycket osäker. De flesta ekvationer som baserats på data som innehåller observationer från eutrofierade områden ligger välsamlade i figur 1, utom en ekvation som baseras på tidiga (Waern) och en som baseras på nyligen gjorda (SR SU) mätningar i Stockholms skärgård. Den förstnämnda ger mycket höga skattningar av klorofyll a vid höga TN, den andra mycket låga. Oavsett orsak illustrerar utfallet i figur 1 svårigheten att ta fram generella och tillförlitliga ekvationer. För att bedöma vilka ekvationer som bäst återspeglar nuvarande förhållanden i kustområdet användes observationsvidden i det samlade moderna datamaterialet. Den sträcker sig från strax under 1 till ca 3 µg/l klorofyll a, vilket överensstämmer väl med utfallet av flera av ekvationerna (gulmarkerade i tabell 1). Ekvationerna har använts för att skatta ett referensvärde för klorofyll a genom att sätta in referensvärdet för totalkväve i dessa och använda medelutfallet som referens för klorofyll. Med denna ansats skattas referenskoncentrationen av klorofyll till 1, µg/l. Tabell 1. Sammanställning av empiriska samband mellan koncentration (µm) av totalkväve (- 1 m eller m [ytvattenprov]) och klorofyll a (µg/l). Data från egentliga Östersjön har hämtats från SMHIs databas SHARK och systemekologiska institutionens, SU, databas BED. Uteslutande svenska miljöövervakningsdata har använts. Data till ekvation 1 och kommer från Himmerfjärden-Askö-Landsortsområdet (totalt 1 stationer som undersökts minst ett år 1976-), till ekvation 8 från ca 6 stationer i Norrtälje kommuns kustområde som provtogs 1 gång i augusti åren (data från Systemekologiska institutionens, Stockholms universitet), till ekvation 3 från Mats Waerns provtagningar i Stockholm skärgård (ytvattenprov), till ekvation -7 från SKVVFs synoptiska karteringar av ca stationer i kustområdet mellan Dalälvens utlopp i norr och Bråvikens mynning i söder. Slang, integr Lutning intercept r Område LogTN:LogCHLa,66-3,8,57 N eg. Östersjön (jun-aug) LogTN:LogCHLa,3 -,6,3 Eg. Östersjön (jun-aug) LogTN:LogCHLa,8 -,85,36 NV eg. Östersjön (jun-aug) LogTN:LogCHLa 1,13-1,68,69 SR SU 1- jun-aug Ytprov m LogTN:LogCHLa,8 -,37,77 1, H6-BY31 medel jun-aug LogTN:LogCHLa 1,83 -,13,3, B1-H6 alla provt. jun-aug LogTN:LogCHLa,51 -,95,8 3, Waern (jun-aug) LogTN:LogCHLa,3 -,75,73, SKVVF 1 OBS enb. aug. LogTN:LogCHLa 1,557-1,58,65 5, SKVVF OBS enb. aug. LogTN:LogCHLa 1,9 -,8,59 6, SKVVF 5 OBS enb. aug. LogTN:LogCHLa,35 -,355,66 7, SKVVF 1-5 OBS enb. aug. LogTN:LogCHLa 1,8597 -,11,6 8, Norrtälje, aug

62 Klorofyll a µg/l Klorofyll a vs totalkväve NÖsj j-a EgÖsj j-a NVÖsj j-a SR 1- H6-BY31 medel Hfj B1-H6 Waern SKVVF 1 SKVVF SKVVF 5 SKVVF TN µm Figur 1. Utfallet av olika empiriska ekvationer från tabell som beskriver sambandet mellan totalkväve (TN) och klorofyll a. 5 Klorofyll a vs totalkväve Klorofyll a µg/l TN µm NÖsj j-a EgÖsj j-a NVÖsj j-a SR 1- H6-BY31 medel Hfj B1-H6 Waern SKVVF 1 SKVVF SKVVF 5 SKVVF 1-5 Figur. Utfallet av olika empiriska ekvationer från tabell som beskriver sambandet mellan totalkväve (TN) och klorofyll a vid låga TN koncentrationer. Genom att beräkna medelutfallet för ett antal TN med de markerade ekvationerna i tabell 1 kan en ny relation skapas som för närvarande är den bästa empiriska relationen (y=.51x ) mellan totalkväve och klorofyll a (Fig. 3). 6

63 Obs & pred klorofyll a µg/l Klorofyll, Observerat vs predikterat Obs Hfj Pred Klorof Obs SKVVF 6 8 Observerat TN µm Figur 3. Klorofyll predikterat för olika TN (enhet µg/l, ej µm som i enl)) med medelekvation (y=.51x ) för markerade samband i tabell 1 jämfört med observerat klorofyll för två dataset. 63

64 Appendix 1c Samband mellan klorofyll a och siktdjup i eg. Östersjön Sambandet mellan koncentration av klorofyll a och siktdjup förefaller ganska stabilt mellan olika observationsserier (Tabell 1 och figur 1). Den stora skillnaden finns mellan observationer i utsjön där siktdjupet mätts utan vattenkikare. Dessa relationer har en mindre lutning (slope i tabellen) men ungefär samma intercept som övriga samband. Tabell 1. Samband mellan koncentration av klorofyll a och siktdjup i olika delar av öppna egentliga Östersjön och i kustområdet. Data för egentliga östersjön har hämtats från SMHIs databas SHARK och BED databasen vid Systemekologiska institutionen vid SU (SISU). Dataunderlaget till samband märkta med B1, BY31, BY9 härrör från den nationella marina miljöövervakningen, data från Stockholms recipienten (SR), Himmerfjärden (HFJ), Norrtälje kommuns kustområde från SISU och SKVVF från Svealands Kustvattenvårdsförbund och SISU. De fem markerade ekvationerna har använts för det empiriska sambandet i fig. 1. Slang, SIKT=uvk slope intercept r Område LogChl:LogSIKT -,33,898,9 N eg Östersjön (jun-aug) LogChl:LogSIKT -,96,898, Eg. Östersjön (jun-aug) LogChl:LogSIKT -,6,898,38 NV eg. Östersjön (jun-aug) LogChl:LogSIKT -,815,913,39 Hanöbukten LogChl:LogSIKT -,37,9659,53 S Östersjön LogChl:LogSIKT -,97,937,55 S Gotland LogChl:LogSIKT -,357,955,51 Västra Gotlandsbassängen LogChl:LogSIKT -,39,8836,9 N eg Östersjön LogChl:LogSIKT -,999,95,5 Poolade data eg. Östersjön Slang, SIKT=mvk LogChl:LogSIKT -,51,898, SR, Hfj, B1 BY31 BY9 juni LogChl:LogSIKT -,5661,813, SR, Hfj, B1 BY31 BY9 juli LogChl:LogSIKT -,635,81, SR, Hfj, B1 BY31 BY9 aug LogChl:LogSIKT -,518,89, SR, Hfj, B1 BY31 BY9 jun-aug LogChl:LogSIKT -,531,85,65 SR jun-aug LogChl:LogSIKT -,5363,885, Hfj, B1 BY31 BY9 jun-aug LogChl:LogSIKT -,585,91,75 SR SU 1- jun-aug Ytprov, SIKT=Mvk LogChl:LogSIKT -,57,79,5 Norrtälje, aug 88-9 LogChl:LogSIKT -,7,893,83 Waern (jun-aug) LogChl:LogSIKT -,5167,91 Waern 69-7 (aug) LogChl:LogSIKT -,869,958 Waern (aug) LogChl:LogSIKT -,55,885, Hfj, B1 BY31 BY9 jun-aug, omr slang-m LogChl:LogSIKT -,579,889,65 SR jun-aug, omr slang - m LogChl:LogSIKT -,6,781,6 SKVVF kart 1 aug LogChl:LogSIKT -,567,89, SKVVF kart aug LogChl:LogSIKT -,53,83,56 SKVVF kart 5 aug LogChl:LogSIKT -,91,89,51 SKVVF kart 1,, 5 aug Prediktioner av siktdjup från koncentration av klorofyll a ger med samtliga relationer betydligt sämre siktdjup vid låga och bättre vid höga koncentrationer jämfört med 6

65 prediktioner utifrån totalkväve. Prediktioner av siktdjup med hjälp av klorofyll eller vice versa bör därför göras med försiktighet. Obs & Pred siktdjup m Siktdjup - observerat & predikterat Pred siktdjup Obs Hfj SD Obs SKVVF5 Obs SKVVF y = 7.339x Observerat klorofyll a, µg/l Fig.1. Observerad koncentration av klorofyll a och siktdjup samt prediktion av siktdjup med i figuren angivet empiriskt samband. Sambandet har beräknats utifrån medelutfallet av de fem markerade sambanden i tabell 1. 65

66 Appendix 1d Samband mellan växtplanktons biovolym och klorofyll a i eg. Östersjön Klorofyll a används ofta som en proxy-variabel för växtplanktonbiomassa. Ofta är dock sambandet mellan klorofyll och biomassa svagt och klorofyll är långt ifrån ett idealiskt mått på mängden växtplankton (Kruskopf och Flynn 6). Det finns många faktorer som bidrar till variation i båda variablerna. Eftersom växtplankton kan anpassa klorofyllinnehållet efter t.ex. ljusförhållanden kan man inte förvänta sig en fast relation till biomassa. Olika arter innehåller dessutom olika mängd klorofyll per cell och har också olika pigmentuppsättningar. Dessutom förekommer inaktivt pigment i döda celler eller i detritus som är svårt att korrigera för. Även om metoder för detta finns, används de sällan och är inte särskilt precisa. Den stora fördelen med klorofyll som proxy för biovolym är att den absoluta merparten av klorofyllbärande celler fastnar på det använda filtret (ofta ett GF/F filter med nominell porstorlek,7 µm). Vid traditionell räkning av växtplankton i ljusmikroskop är det omöjligt att räkna celler som är mindre än -3 µm. Under sommaren kan ofta en betydande del av växtplankton tillhöra picoplankton, d.v.s. de är < µm, vilket innebär att ett den uppskattade biovolymen representerar en varierande andel av den totala biomassan. Eftersom många sommararter av växtplankton är mixotrofa (kan fotosyntetisera men också ta upp löst eller partikulärt organsikt material), är sambandet mellan klorofyll och biovolym beroende av hur väl detta kan korrigeras för. Detta är några orsaker till att koncentration av klorofyll a inte kan ersätta biovolym, särskilt som det i Vattendirektivet tydlig står artsammansättning och förekomst av fytoplanktonbiomassa samtidigt som klorofyll inte ens nämns i direktivet. Artsammansättningen ger dessutom information som klorofyll aldrig kan ge, t.ex. om förekomst av toxiska arter (se avsnitt.5.). Analys av växtplanktondata från det nationella marina miljöövervakningsprogrammet, Himmerfjärdsundersökningen och SKVVFs kustkartering visar att det finns signifikanta samband mellan PEG-biovolym (standardiserade cellvolymer har använts för beräkning av biovolym) och koncentration av klorofyll a (data från prover tagna med slang - (B1 och BY31) och -1 m (H) (tabell 1). Däremot är sambandet olika mellan stationer och undersökningar. Lutning och intercept skiljer sig kraftigt mellan station H i Himmerfjärden (hög näringsnivå, Fig. 3) och stationerna B1 i yttre kustområdet och BY31 i utsjön (skillnaderna mellan B1 och BY31 var små, Fig. ). Sambandet baserat på data insamlade i augusti 1 och i området mellan Dalälvens och Bråvikens mynningar har en betydligt större lutning. Vad de stora skillnaderna beror på är oklart. Om data från det inre respektive yttre kustområdet i SKVVFs kustkartering analyseras var för sig (tabell 1, fig. 1) blir båda regressionslinjernas lutning mindre än för hela datamaterialet. Interceptet för det yttre området blir ungefär detsamma som för data från stationerna B1 och BY31 i det yttre kustområdet/utsjön medan det för det inre kustområdet blir ungefär som för data från station H i Himmerfjärden. Skillnaden i intercept mellan det inre och yttre kustområdet beror troligen på en större förekomst av klorofyll och andra pigment i detritus. Eftersom detta förefaller vara en systematisk skillnad som har störst betydelse i områden med höga biomassor tenderar lutningen att 66

67 öka. I figur -7 visas relationer för stationerna H och B1/BY31 baserade på månadsrespektive sommarmedelvärden. Tabell 1. Samband (linjär regression) mellan klorofyll a och PEG-biovolym i data som insamlats i det nationella marina miljöövakningsprogrammet, i Himmerfjärdsundersökningen och i SKVVFs kustundersökning 1 och. Data redovisas i figurerna -7. Lutning Intercept r Kommentar PEGBiovol vs CHLa,7391,719,6 Sommarmedelvärden jun-aug B1, BY31 PEGBiovol vs CHLa,397,868,3 Månadsmedel, juni-aug B1, BY31 PEGBiovol vs CHLa,556,8595, Enskilda observationer, juni-aug B1, BY31 PEGBiovol vs CHLa,338,9377,3 Månadsmedel, aug B1, BY31 PEGBiovol vs CHLa,763,89,57 Månadsmedel, juni B1, BY31 PEGBiovol vs CHLa,9993,3 Månadsmedel, juli B1, BY31 PEGBiovol vs CHLa 1,787,136,79 Sommarmedelvärden jun-aug H PEGBiovol vs CHLa 1,1683,83,7 Månadsmedel, juni-aug H PEGBiovol vs CHLa 1,13,336, Enskilda observationer, juni-aug H PEGBiovol vs CHLa 3,888,7,78 SKVFF kustkartering aug 1& PEGBiovol vs CHLa 3,183,68,7 SKVFF kustkartering yttre kustområdet PEGBiovol vs CHLa 3,1 1,97 SKVFF kustkartering inre kustområdet Klorofyll a µg/l Klorofyll a vs biovolym i yttre kustområdet y = x R =.717 Klorofyll a µg/l Klorofyll a vs biovolym i inre kustområdet y = 3.139x R = Uteslutna Inre kutsomr Biovolym mm3/l 6 8 Biovolym mm3/l Fig. 1. Samband mellan sommarmedelvärden av PEGbiovolym och klorofyll a i det yttre respektive inre kustområdet (notera olika skalor). Data från SKVVFs kustkartering i augusti 1 och. Utesluts extremvärdet från regressionen för det inre kustområdet blir lutningen 3.35 och interceptet

68 Klorofyll a vs PE G b i o vo lym B 1 B Y 3 1 (PEGvol Biovol Chl Secchi TN TP B1 H BY31 17v*83c) Exclude condition: Station='H' CHLa = *x;.95 Conf.Int. PEGvol:CHLa: r =.39; r =.6511; p =.; y = *x CHLa PEGvol Fig.. Samband mellan PEGbiovolym och klorofyll a baserat på enskilda observationer under juni till augusti vid station B1 och BY31. Klorofyll a vs PEGbiovol H Himmerfjärden (PEGvol Biovol Chl Secchi TN TP B1 H BY31 17v*83c) Include condition: Station='H' CHLa = *x;.95 Conf.Int CHLa PEGvol:CHLa: r =.3988; r =.6315; p = PEGvol.; y = *x Fig. 3. Samband mellan PEGbiovolym och klorofyll a baserat på enskilda observationer under juni till augusti vid station H. Fyllda punkter är uteslutna från regressionen. 68

69 .5 Scatterplot (PEGvol Biovol Chl Secchi TN TP B1 H BY31 avr month 1v*1c) Exclude condition: Station='H' CHLa avrmån = *x;.95 Conf.Int. PEGvolavrmån:CHLa avrmån: r =.86; r =.657; p =.; y = CHLa avrmån PEGvolavrmån Fig.. Samband mellan PEGbiovolym och klorofyll a baserat på månadsmedelvärden för juni till augusti vid station B1 och BY31. 7 Klorofyll a vs PEG biovolym Himmerfjärden (PEGvol Biovol Chl Secchi TN TP B1 H BY31 avr month 1v*1c) Include condition: Station='H' CHLa avrmån = *x;.95 Conf.Int. PEGvolavrmån:CHLa avrmån: r =.675; r =.517; p =.9; y = CHLa avrmån PEGvolavrmån Fig. 5. Samband mellan PEGbiovolym och klorofyll a baserat på månadsmedelvärden för juni till augusti vid station H. 69

70 Kl orof yll a vs PEGbiovol med elvärd e jun-aug BY31 B1 (PEGvol Biovol Chl Secchi TN TP B1 H BY31 avr summer 1v*67c) Exclude condition: Station='H' CHLa jun-a = *x;.95 Conf.Int. PEGvol jun-a:chla jun-a: r =.61; r =.681; p =.3; y = *x CHLa jun-a PEGvol jun-a Fig. 6. Samband mellan PEGbiovolym och klorofyll a baserat på sommarmedelvärden (juni till augusti) vid station B1 och BY31. CHLa jun-a µg/l Scatterplot (PEGvol Biovol Chl Secchi TN TP B1 H BY31 avr summer 1v*67c) Include condition: Station='H' CHLa jun-a = *x;.95 Conf.Int..6 PEGvol jun-a:chla jun-a: r =.7887; r =.8881; p =.; y = * PEGvol jun-a mm 3 /L Fig. 7. Samband mellan PEGbiovolym och klorofyll a baserat på sommarmedelvärden (juni till augusti) vid station H. 7

71 Samband mellan växtplanktons biovolym och klorofyll a i Västerhavet I Västerhavet är sambandet mellan biovolym och klorofyll a sämre än det som redovisas för Östersjön. En av orsakerna är att det i Västerhavet förekommer många mycket stora arter med litet cellinnehåll och därmed lite klorofyll. Tabell. Samband mellan Biovolym och Klorofyll a under perioden juni-augusti i Västerhavet. Havsområde Lutning Intercept r Skagerrak,5,1,89 Kategatt,155 1,15,36 Öresund,315 1,779,5 5 Biovolym/Klorofyll Skagerrak Autotrofa växtplankton y =.5x +.9 R =.888 Klorofyll a µg/l BIOVOLYM mm 3 /L 1 8 Biovolym/Klorofyll Kattegatt Autotrofa växtplankton y =.155x R = Biovolym/Klorofyll Öresund Autotrofa växtplankton y =.315x R =.5 Klorofyll a µg/l 6 Klorofyll a µg/l BIOVOLYM mm 3 /L BIOVOLYM mm 3 /L Figur 8. Samband mellan Biovolym och Klorofyll a i Västerhavet. Samtliga värden som använts för beräkning av bedömningsgrunder har använts, med undantag av 3 extremvärden i Kattegatt. 71

72 Appendix 1e Samband mellan totalkväve/totalfosfor och PEGbiovolym i Eg. Östersjön Sambandet mellan koncentration av totalkväve respektive totalfosfor och PEGbiovolym av växtplankton har kunnat testats på två material med olika provtagningsstrategi. Det ena materialet är insamlat inom den nationella marina miljöövervakningen vid de högfrekventa stationerna B1 (yttre kustområdet) och BY31 (utsjön) samt vid Himmerfjärdsundersökningens station H. Under sommaren sker provtagning varannan vecka, vilket betyder ibland 3 provtagningstillfällen i månaderna juni till augusti. Data är från perioden 1978 till. Proverna har tagits med en 1 m lång slang vid station H och m vid station B1 och BY31. För totalkväve har medelkoncentrationen i skiktet -1 respektive - m använts. Det andra materialet insamlades under SKVVFs kustkartering vid ett tillfälle i augusti 1 och vid 38 stationer mellan Dalälvens och Bråvikens mynningar. I många fall finns två prover från varje station, men några prover från har inte analyserats. Prov på växtplankton har tagits med en 1 m lång slang och koncentrationen av totalkväve mättes i ytskiktet. Det finns ett signifikant och relativt likartat samband mellan koncentration av totalkväve och PEGbiovolym i de två materialen (fig. 1). En power-funktion ger en bättre anpassning än linjär regression, vilket kan sammanhänga med att en betydande del av TN är refraktilt (se avsnitt.1.1.) och att biovolymen är beroende av tillgången på biotillgängligt kväve. Även sambandet med totalfosfor var signifikant men förklaringsgraden var sämre. PEGvol mm 3 /L PEGbiovolym vs TN y = 1E-x.6878 R = TN µm PEGbiovol mm 3 L PEGbiovolym vs totalkväve y =.x.557 R = TN µm Fig. 1. Samband mellan koncentration av totalkväve i ytan och integrerad PEG-biovolym -1 m (vänster figur, data från SKVVFs kustkarteringar 1 och ) samt mellan integrerat totalkväve (-1/ m) och PEG-biovolym (-1/ m) (höger figur data från det nationella miljöövervakningsprogrammet vid stationerna B1 och BY31 samt station H i Himmerfjärden). I tabell 1 har ekvationerna från figur 1 använts för att prediktera växtplanktons PEGbiovolym vid föreslagna klassgränser för TN. De två ekvationerna ger god överenstämmelse mellan predikterade värden över hela intervallet. Detta talar för att 7

73 utfallet är rimligt även om ekvationernas förklaringsgrad var för sig är måttlig. Eftersom hela förslaget till bedömningsgrund för egentliga Östersjön bygger på en dos-effektkoppling får de predikterade värdena utgöra grund för att föreslå klassgränser. Tabell 1. Prediktion av växtplanktons PEG-biovolym (mm 3 /L) med ekvationerna i figur 1. Prediktionerna görs för Rv (15,3), HG (17,1), GM (18,9), MO (6,1) och OD (, µm TN). SKVVF data Data från BY31, B1, H Exponent,6878,557 Konstant 1,5*1 - *1 - TN µg/l TN µm Pred PEGvol Pred PEGvol Medelvärde 1 15,3,16,1,18 17,1,,8, ,9,8,36, ,1,67,81,7 56,,1,,6 Klassgränsernas rimlighet kan också bedömas med hjälp av sambanden mellan PEGbiovolym och klorofyll a och föreslagna klassgränser för klorofyll som baserats på sambandet mellan klorofyll och totalkväve (se Appendix 1b). Utfallet blir förhållandevis lika det i tabell 1 med generellt sett något lägre skattade referensvärden och högre PEG-biovolym vid hög koncentration av klorofyll a. Ett viktigt skäl till att använda klorofyll och inte TN för att skatta PEG-biovolymen av växtplankton är att vattenförekomster då kan klassas med hjälp av klorofyll som en proxy-variabel för växtplanktonbiomassa. Av tabell framgår att växtplanktonbiomassan kommer att överskattas i alla klasser utom hög jämfört med en beräkning utifrån koncentrationen av totalkväve, förutom med ekvationen SKVVF alla. Förhållandet måste uppmärksammas vid klassificering. Tabell. Prediktion av växtplanktons PEG-biovolym (mm 3 /L) med ekvationer för sambandet mellan PEG-biovolym och klorofyll a från appendix 1d. Prediktionerna görs för klorofyll a mellan 1,1 och 7,8 µg/l. SKVVF inre SKVVF yttre SKVVF alla BY31, B1, H BY31, B1, H5 Exponent 3,139 3,1833 3,888,556,7391 Konstant 1,97,679,7,8595,719 CHLa µg/l Pred PEGvol Pred PEGvol Pred PEGvol Pred PEGvol Pred PEGvol 1, -,3,17,1,13,18 1,5 -,13,7,,5,9 1,8 -,3,36,8,37, 3,,8,86,69 1,,98 8, 1,95,31 1,87,81,66 Föreslagna klassgränser för PEG-biovolym har testats på data från utsjön (BY31), det öppna kustområdet (B1) och ett eutrofierat kustområde (H i Himmerfjärden) samt data från SKVVFs karteringar av kustområdet. I utsjön klassas /3 av observationerna som måttlig påverkat eller sämre, i kustområdet ca hälften (Fig. ). Detta förefaller rimligt med hänvisning till den diskussion som förts ovan om graden av påverkan på egentliga Östersjön. 73

74 I figur 3 visas klassning av observationer vid station H i Himmerfjärden före ( ) och efter 1997 (1998-) infördes en långtgående kvävereduktion i Himmerfjärdsverket vilket lett till att inga biomassor högre än OD-gränsen observerats därefter, att andelen observationer över MO-gränsen minskat från 1 till 8% och att andelen observationer under GM-gränsen ökat från 16 till 35%. Av de 56% av observationerna som föll i klassen GM-MO låg 33% i mellan GM och klassmitten, dvs. nära GM-gränsen. Vid station B1 låg % av observationerna i klassen GM-MO, och så mycket som 3% i den halvan av klassen närmast GM-gränsen. Histogram (PEGv ol Biov ol Chl Secchi TN TP B1 H BY31.sta Include condition: Station='BY31' 6 6% PEGvol Biovol Chl Secchi TN TP B1 H BY31.sta Include condition: Station='B1' % No of obs % 16% 6% 6% % PEGv ol No of obs % 11% % 6% PEGvol Fig.. Antal observationer av växtplanktons PEG-biovolym vid stationerna BY31 och B1 i varje klass (Rv,17, HG,3, GM,3, MO.71 och OD,) mellan 199- respektive 1978 och. % No of obs PEGvol Biovol Chl Secchi TN TP B1 H BY31.sta Include condition: Station='H' and År<1997 3% % 9% 39% 1% PEGvol 5% PEGvol Biovol Chl Secchi TN TP B1 H BY31.sta Include condition: Station='H' and År>1997 6% 1% 19% 56% 8% PEGv ol Fig. 3. Som Fig. men för station H i Himmerfjärden före och efter att kvävereduktion införts i Himmerfjärdsverket. No of obs % 7

75 No of obs % PEGvol Biovol Chl Secchi TN TP B1 H BY31.sta Include condition: Station='B1' 11% % 9% 15% 6% PEGvol % PEGvol Biovol Chl Secchi TN TP B1 H BY31.sta Include condition: Station='H' and År>1997 6% 1% 19% 33% 3% 8% PEGv ol Fig.. Som Fig. och 3 men med en delning av klassen måttlig för station H efter 1997 och B No of obs % No of obs Data f rån KVVFs kustkartering 1 och 36% 7% 15% 9% 11% % KVVFbiov ol Fig. 5. Som Fig. och men för data från SKVVFs kustkartering 1 och No of obs 8 6 Data f rån KVVFs kustkartering 1 och 7% 1% 15% 15% 11% 9% % PEG-biov oly m mm 3 /L 75

76 Appendix Samband mellan koncentration av totalkväve och totalfosfor Inte oväntat finns ett starkt samband mellan TN och TP i alla analyserade observationsserier (Fig. 1-3). Detta innebär att om det finns ett samband mellan en variabel och totalkväve så finns sannolikt också ett samband med totalfosfor och vice versa. Sambanden mellan TN och TP i Fig. 1-3 har använts för att uppskatta Rv för TP vid Rv TN 1,3-15,3 (se Appendix 1). Det extrapolerade Rv för TP blir,1-,31 µm vid TN 1,3 µm och,5-,35 µm vid TN 15,3. Osäkerheter i regressionskonstanterna (95% konfidensintervall för lutning och intercept) ger ett intervall för TP vid 1,3 µm på -,1 µm och vid 15,3 µm på,15-,6 µm... SKVVF kartering augusti 1 och 5 Exclude condition: År= TPµM = *x;.95 Conf.Int. TNµM:TPµM: r =.7996; r =.89; p =.; y = *x TPµM Fig. 1. Samband mellan koncentration av totalkväve och totalfosfor i ytvattnet ( m) i augusti 1 och 5. Data från har inte tagits med eftersom kustområdet då påverkades av en kraftig uppvällning av djupvatten från Östersjön. Fyllda punkter har uteslutits vid regressionsanalysen. TNµM 76

77 1 1 Waerns kustundersökning TPµM = *x;.95 Conf.Int. TNµM:TPµM: r =.6; r =.7761; p =.; y = *x 8 6 TPµM Fig.. Samband mellan koncentration av totalkväve och totalfosfor i ytvattnet ( m) under juniaugusti Data från Mats Waerns Kustundersökning. 1.8 TNµM Himmerfjärden Landsortsdjupet TPµM = *x;.95 Conf.Int. 1.6 TNµM:TPµM: r =.731; r =.8385; p =.; y = *x TPµM Fig. 3. Samband mellan koncentration av totalkväve och totalfosfor i ytskiktet ( -1 m) under juni-augusti Data från Himmerfjärdsundersökningen och det nationella marina miljöövervakningsprogrammet. TNµM 77

78 Appendix 3 Relation mellan klorofyllkoncentration i ytvatten- respektive integrerat prov Provtagningsprogram är oftast inte standardiserade och prover tas som diskreta vattenprov, integrerade prov genom sammanslagning av diskreta prov eller genom provtagning med slang. Prover för analys av klorofyll och växtplankton tas ofta med en slang som ger den bästa integreringen över ett djupintervall. För att kunna utnyttja så mycket av tillgänglig information som möjligt kan det finnas behov av att räkna om från ytvatten- till slangprov och vice versa. I Figur 1 nedan har samtliga samtidiga observationer under juni till augusti av koncentrationen av klorofyll a i ytvattnet och i ett integrerat prov taget med en slang ned till 1/ m djup plottats. Den angivna ekvationen kan användas för att skatta det integrerade värdet (slang) från koncentrationen vid meters djup. Ekvationen redovisad i Figur kan på motsvarande sätt användas för att räkna ett integrerat värde till koncentrationen på meters djup. En omräkning kommer att introducera substantiell ytterligare variabilitet som måste tas hänsyn till vid bedömning av tillstånd. 9 8 Klorofyll a: Ytvatten vs slang Klorofyll a slang -1m µg/l y =.5937x R = Klorofyll a ytvatten µg/l Figur 1. Enskilda observationer av klorofyll i ytvatten ( m) och från -1 och - m djup (station H i Himmerfjärden och B1 utanför Askö). 78

79 Klorofyll a m µg/l Klorofyll a: Ytvatten vs slang y = 1.16x +. R = Klorofyll a slang -1/m Figur. Enskilda observationer av klorofyll i ytvatten ( m) och från -1 och - m djup (station H i Himmerfjärden och B1 utanför Askö). Motsvarande jämförelse har gjorts i tre av Västerhavets typområden (Fig. 3). Här har - metersprovet jämförts med det integrerade värdet mellan och 1 meters djup. Klorofyll a integr. -1 m µg/l Klorofyll a: m / integrerat -1 m Typområde y =.716x R = Klorofyll a m µg/l K lorofyll a integr. -1 m µg/l Klorofyll a: m / integrerat -1 m Typområde y =.689x R = Klorofyll a m µg/l Klorofyll a integr. -1 m µg/l Klorofyll a: m / integrerat -1 m Typområde y =.7515x R = Klorofyll a m µg/l Figur 3. Jämförelse mellan klorofylla a integrerat -1 m och i ytan ( m) i tre av Västerhavets typområden. 79

80 Appendix Korrektion av totalkväve-, totalfosfor-, klorofyll- och siktdjupsmätningar i Egentliga Östersjöns kustvatten för naturligt sötvattenbidrag av näringsämnen samt för påverkan från öppna havet Bedömningsgrunderna utgår från referensvärden som ska representera av människan nära nog opåverkade förhållanden. Utifrån framtagna klassgränser (gränser för avvikelser från referensvärdet) bedöms sedan statusen. En svårighet är att förhållandena i kustvattnen naturligt skiljer sig från de i öppna Östersjön. Naturlig tillförsel av näringsämnen och olika vattenomsättningstid gör att ett referensvärde för öppna Östersjön inte rakt av kan användas för kustvattnen. I samarbete med SMHI har principen att använda salthalten som normerande faktor tagits fram i ett försök att ta hänsyn till att sötvattenspåverkade områden naturligt har högre näringsnivåer, speciellt av kväve. Kvävehalten varierar ofta tydligt med salthalten när man undersöker specifika gradienter (Fig. 1). Modellen kan också användas för att ta hänsyn till att öppna Östersjön har förhöjd näringsnivå (kväve och fosfor) och att det i uppvällningsområden utanför den svenska eg. Östersjökusten kan vara särskilt förhöjda fosfornivåer. I den preliminära bedömningsgrunden av Hansson och Håkansson (5), används framtagna referensförhållanden för totalkväve (TN) i utsjön och i tillrinnade sötvatten tillsammans med en enkel blandningsmodell för söt- och saltvatten för att uppskatta referensförhållandena i områden med intermediär salthalt. Empiriska relationer mellan TN och siktdjup, TP och siktdjup, och klorofyll och siktdjup, används för att ta fram motsvarande referensvärden för siktdjup och klorofyll. Sedan har avvikelsen från dessa nya sötvattenkorrigerade referensvärden klassats. Den ansats som används här utgår från motsvarande blandningsmodell, men skiljer sig därefter något från ansatsen i Hansson och Håkansson (5). Vi har valt att korrigera uppmätt TN (TP) så att det naturliga sötvattenbidraget av TN (TP) räknas bort (Fig. ). Detta korrigerade värde klassas enligt skalan som upprättats för utsjön yttre kustområdet. I vår ansats används uppmätt TN och sötvattenkorrigerat TN, tillsammans med empiriska relationerna mellan TN-klorofyll, TN-PEGbiovolym och TN-siktdjup, för att uppskatta hur mycket klorofyllhalten, växtplanktons biovolym och siktdjupet påverkas av det naturliga sötvattenstillskottet av TN (Fig. ). Detta bidrag dras ifrån uppmätt klorofyll- och biovolymvärde, respektive läggs till uppmätt siktdjup. Modellen utgår därmed explicit ifrån antagandet att det är kvävet i tillrinnande sötvatten som påverkar klorofyll, växtplanktonbiomassa och siktdjup. Metoden ger en något snävare klassning än i Hansson och Håkansson (5) där avvikelsen klassas enligt en skala i procent av (det korrigerade) referensvärdet. Referensvärden i utsjön och tillrinnande sötvatten Viktiga utgångspunkterna i modellen är referensvärdet för TN i utsjön (öppna yttre kustbandet) och i sötvatten. Storleken på korrektionen beror av skillnaden mellan dessa referensvärden (se Fig. och avsnitt om beräkningar nedan). Osäkerheten i storleken på korrektionen påverkas framförallt av uppskattningen av referensvärdet för TN i 8

81 tillrinnande sötvatten från olika avrinningsområden, som för TN varierar mycket mer än uppskattningarna av referensvärden i utsjön. Den slutliga klassningen är dock starkt beroende av referensvärdet i utsjön, speciellt vid låg referenshalt av TN i sötvatten eller låg sötvattenspåverkan. Uppskattningen av referensvärden i utsjön behandlas i andra delar av denna rapport (Appendix 1a). Referensvärden för totalkväve i tillrinnande sötvatten har tagits fram inom TRKprojektet (projektet transport, retention, källfördelning. Maja Brandt pers. komm., Brandt och Ejhed 3) och sammanställts av Hansson och Håkansson (5). TN-referenshalten beräknas vara ungefär densamma (Tabell 1) för tillrinnande sötvatten i Södra Bottenhavet (typområde 16) och för Stockholms skärgård (typområde, 1AB och 1D), medan värdena är betydligt högre från Södermanland och söderut (typmråden 1E och 13 och typområdena 7 och 8). För P är samma värde använt för alla områden då bra modelldata för P saknas. Utveckling av modeller för P pågår inom TRKprojektet. Rimligen bör högre referenshalter av TP användas i områden med högre referenshalt av TN, och den använda referenshalten av TP i sötvatten måste ses som mycket preliminär. Tabell 1. Modelluppskattade referenshalter av TN i tillrinnande sötvatten inom TRK-projektet (Hansson och Håkansson 5) och använd referenshalt av TP i avsaknad av modelluppskattad halt. Område TN TP 16,5 µm; 31 µg/l, µm; 1, µg/l, 1AB, 1D 3, µm; 3 µg/l, µm; 1, µg/l 1E, 13 33,8 µm; 7 µg/l, µm; 1, µg/l 7, 8 59 µm; 86 µg/l, µm; 1, µg/l De låga TN-referenshalterna i områdena 16,, 1AB och 1D förefaller rimliga i jämförelse med dagens halter i Mälarens utlopp. De modellberäknade värdena ligger inte så mycket lägre än dagens halter som i jul-aug var så låga som ca µg/l TN (Lännergren et al. 5), vilket var ett år med normala (aug) eller något högre flöden än normalt (juli). Ett högt flöde medför normalt högre kvävenivåer än vid lägre flöden. Enstaka värden kring 35 µg/l finns uppmätta från de veckovisa provtagningarna. Sommarmedelhalten av TP var ca 17 µg/l med enstaka värden kring 13-1 µg/l. TN-halten var i jan-feb ca 5 µg/l. Även i Dalälven är sommarhalten av TN ca µg/l även om det finns en del värden mellan 5-3 µg/l (Data från SLU). Sommarhalten av TP är ca 1 µg/l med en hel del värden ned till 1 µg/l (Data 1965-). Vinterhalten av TN är ca 7 µg/l med en hel del värden mellan 3- µg/l. En viss uppgång i vinterhalten av DIN skedde under 6- och 7-talet från ca 15 till 3 µg/l. TP under vintern visar en tendens till minskning mellan och ligger de senaste tio åren ofta nedåt 8 µg/l, d.v.s. betydligt lägre än under sommaren. Fosfatfosfor har ett medelvärde på 3.8 µg/l, ett medianvärde på 3 och är ofta så låg som 1- µg/l. I Nyköpingsån är halterna betydligt högre. Vid SLUs mätstation en bit upp i Nyköpingsån (Spånga) är sommarhalten av TN ofta 8-15 µg/l (1987-) Under denna period är Kjeldahl-N-halten, som mätts sedan 1969, på en betydligt högre nivå (ungefär samma som TN) än före 1987 (6-9 µg/l). En nedgång de senaste åren kan också ses både för Kjeldahl-N och TN, med några värden nedåt 5 µg/l och 81

82 . Kjeldahl-N-halten är dock ofta högre än TN-halten (ibland den dubbla vid så låga TN-halter) vilket gör att resultaten måste betraktas som osäkra. Vinterhalten av TN är ca 7-11 µg/l (1987-). Vinterhalten av Kjeldahl-N uppvisar ingen trend motsvarande den under sommaren. DIN-halten under vintern varierar kraftigt, mellan ca 15-5 µg/l från slutet på 8-talet. Tidigare, framförallt under 7-talet, förekommer en hel del värden under 1 µg/l. Empiriska relationer De empiriska relationerna för TN-klorofyll och TN-siktdjup har tagits fram utifrån ett stort datamaterial från kust och utsjö (se Appendix 1). De relationer som använts för korrektion av klorofyll och siktdjup med hjälp av TN framgår av Tabell. Tabell. Ekvationer använda vid korrigering. Relation Ekvation Data Klorofyll a-tn Chla=,51 TN(µM)^1,997 Appendix 1 Siktdjup-TN Sikt=13,3 TN(µM)^-1,696 Appendix 1 Biovolym-TN Biov=1,5 1 - TN(µM)^,6878 Appendix 1. Beräkning av sötvattenkorrektioner Referensvärdena för TN i sötvatten och i utsjön, tillsammans med salthalten (referenssalthalten) i utsjön, kan användas för att beräkna aktuellt referensvärde. För en given uppmätt salthalt S kan den nya referenshalten för TN (TN refkorrigerat ) beräknas enligt: TN refkorrigerat = (S ref -S)/S ref (TN refsv -TN refus ) + TN refus där S ref är referenssalthalten, TN refutsjö är referensvärdet i utsjön, TN refsv är referensvärdet i sötvatten. Sötvattenkorrektionen (TN svkorr ), som ska dras bort från uppmätt TN (TN m ), blir lika med det salthaltsrelaterade referensvärdet för TN (TN refkorrigerat ) minus referensvärdet för TN i utsjön (TN refus ), d.v.s. beräknas enligt: TN svkorr = (S ref -S)/S ref (TN refsv -TN refus ) Det sötvattenskorrigerade värdet, som används för klassning blir TN m - TN svkorr. Motsvarande beräkningar används för TP. Korrektionen av klorofyll (CHL svkorr ) beräknas enligt följande: CHL svkorr = CHL(TN m )- CHL(TN m -TN svkorr ) där CHL(TN m ) är klorofyll beräknat som en funktion av uppmätt TN, och CHL(TN m - TN svkorr ) är klorofyll beräknat som en funktion av sötvattenskorrigerat TN, båda beräknade med samma empiriska relation. Klorofyllkorrektionen subtraheras från uppmätt koncentration av klorofyll för att fram ett korrigerat värde för klassning. För biovolym (BIOV) blir motsvarande korrektion (BIOV svkorr ), som ska subtraheras från uppmätt biovolym: 8

83 BIOV svkorr = BIOV(TN m )- BIOV(TN m -TN svkorr ) För siktdjup (SIKT) blir korrektionen (SIKT svkorr ): SIKT svkorr = SIKT(TN m -TN svkorr )-SIKT(TN m ) där SIKT(TN m ) är siktdjupet beräknat som en funktion av uppmätt TN, och SIKT(TN m - TN svkorr ) är siktdjupet beräknat som en funktion av sötvattenkorrigerat TN, båda beräknade med samma empiriska relation. Siktdjupskorrektionen adderas till uppmätt siktdjup för att fram ett korrigerat värde som används för klassning. Beräkning av utsjökorrektioner En allmän försämring i utsjön kommer också ha inverkan på förhållandena i skärgården. För att tydligare visa lokal påverkan på kustvattnet kan utsjöbidraget räknas bort. Vid full salthalt motsvaras detta av skillnaden mellan uppmätt TN i utsjön (TN mus ) och referenshalten i utsjön (TN refus ). För sötvattenspåverkade områden blir utsjökorrektionen (TN uskorr ) mindre och kan beräknas enligt: TN uskorr = S/S ref (TN mus -TN refus ) För klorofyll, biovolym och siktdjup beräknas utsjökorrektionerna enligt CHL uskorr = CHL(TN m )- CHL(TN m TN uskorr ) BIOV uskorr = BIOV(TN m )- BIOV(TN m TN uskorr ) SIKT uskorr = SIKT(TN m -TN uskorr )-SIKT(TN m ) Referensvärden och korrektioner utifrån salt och TN i de olika områdena i Eg. Östersjön Referensvärdena för TN i tillrinnande sötvatten till de olika typområdena är det som främst bestämmer hur referensvärdet för TN beror av salthalten (Fig. 3), eftersom samma referensvärde för utsjön har använts för alla typområden i eg. Östersjön och eftersom referenssalthalten inte varierar så mycket mellan områdena. Referenssalthalten för ett typområde bestäms av salthalten i motsvarande yttre område där sötvattenspåverkan är liten (Tabell 3). Eftersom det finns en naturlig inom- och mellanårsvariation i salthalten i de yttre områdena, bör en referenssalthalt beräknas för varje mättillfälle. En generell referenssalthalt kan inte anges annat än som ett ungefärlig värde (Tabell 3). På grund av den stora variationen mellan typområden i uppskattad referenshalt av TN i sötvatten, skiljer sig klorofyllkorrektionen betydligt mellan områdena (Fig. ). För ett visst område beror klorofyllkorrektionen på TN-koncentrationen (Fig. 5). Även korrektionen för siktdjup blir betydligt större i de södra områdena (Fig. 7), som har högre Rv för TN i sötvatten. För ett visst område blir korrektionen vid högt uppmätt TN liten, då den empiriska relationen ger mycket små förändringar i siktdjup vid höga TN (Fig. 8). 83

84 Tabell 3. Typområden i eg. Östersjön och motsvarande yttre områden för beräkning av referenssalthalt. Typområde Motsvarande yttre Ungefärlig Bedömningsgrund område referenssalthalt 7, 9, 1, 11, 1, Okorrigerade mätvärden 1AB, AB 15 5,8 Sötvattenskorrektion 1D, D 1D 6,3 Sötvattenskorrektion 13, 1E 1E 7, Sötvattenskorrektion 8 9 7,5 Sötvattenskorrektion Begränsningar/utvecklingsbehov Modellen kan få svårt att hantera områden med en uttalad fosforbegränsning av produktionen. I den utsträckning sådana områden förekommer i eg. Östersjöns kustområde, har de troligen en begränsad utbredning. Ur ett snävt näringsämnesperspektiv är blandningsmodellen bäst lämpad för vinterförhållanden då den biologiska aktiviteten är låg. Under sommaren tar modellen inte hänsyn till den naturliga retentionen ( sedimentation, denitrifikation) i kustvattnen och tenderar därför att överskatta referensvärdena i områden med sötvattenspåverkan, speciellt i yttre områden eftersom vattnet kan ha renats i inre områden. Modellen tar å andra sidan inte heller hänsyn till att den motsatta processen också kan vara verksam, d.v.s. att näring återförs från bottnarna till vattenmassan, vilket har störst betydelse i grunda områden, och är speciellt betydelsefullt för fosfor. En del av näringsämnena kan dessutom härröra från uppslammat material från bottnarna. Detta har speciellt effekt på siktdjupet som inte bara påverkas av alger. I modellen görs antagandet att andelen refraktilt kväve i tillrinnande sötvatten är ungefär densamma som i Östersjön, ett antagande som på goda grunder kan antas vara fel, men där felets betydelse är svårbedömt. Det är viktigt att understryka att den föreslagna modellen bara är ett första steg mot vad som skulle kunna kallas vattenförekomstspecifika bedömningsgrunder som tar hänsyn till de naturgivna faktorer som påverkar vattenkvalitén i den enskilda vattenförekomsten (havsområdet). Vi har på annat ställe i rapporten (Avsnitt.5) redovisat enkla statistiska analyser som visar att förhållanden som medeldjup, havsområdets yta mm påverkar koncentration av näringsämnen, siktdjup och klorofyll. Det finns därför risk att områden klassas fel beroende på att referensförhållandena är fel. Det finns goda möjligheter att utveckla såväl den empiriska ansatsen som dynamiska kustoceanografiska modeller för att beräkna vattnets uppehållstid i enskilda vattenförekomster, vatten- och näringstransporten mellan vatenförekomster och vattenutbytet med öppna havet. Därigenom kan instrumenten för klassning bli betydligt effektivare med mindre felklassningar och betydligt bättre möjligheter att analysera åtgärders kost-nyttarelation. 8

85 8 Totalkväve - salthalt i ytvatten i gradienten Östhammar-Grisslehamn 3 Totalfosfor - salthalt i ytvatten i gradienten Östhammar-Grisslehamn Tot-N (µm) 6 aug 1 aug aug Tot-P (µm) 1 aug 1 aug aug Salt Salt Tot-N (µm) 8 6 Totalkväve - salthalt i ytvatten i gradienten Stockholms skärgård aug 1 aug aug 5 Tot-P (µm) 3 1 Totalfosfor - salthalt i ytvatten i gradienten Stockholms skärgård aug 1 aug aug Salt Salt Tot-N (µm) 8 6 Totalkväve - salthalt i ytvatten i gradienten Södertälje-Himmerfjärden-Askö aug 1 aug aug 5 Tot-P (µm) 3 1 Totalfosfor - salthalt i ytvatten i gradienten Södertälje-Himmerfjärden-Askö aug 1 aug aug Salt Salt Tot-N (µm) 8 6 Totalkväve - salthalt i ytvatten i gradienten Nyköping-Gustaf Dalén aug 1 aug aug Salt Tot-P (µm) 3 1 Totalfosfor - salthalt i ytvatten i gradienten Nyköping-Gustaf Dalén aug 1 aug aug Salt Fig. 1. Totalkväve och totalfosfor i relation till salthalt i kust-utsjö-gradienter i Svealands kustvatten (ytvattensprover, m). Data från SKVVFs karteringar. 85

86 Blandningsmodell Empiriska relationer TN 3. Log (Chl a) 5. Rv sötvatten Rv utsjön. 3. Salthalt Log (Siktdjup) 6. Log (tot-n) 5.. Log (tot-n) 3. Fig.. Blandningsmodellen utgår från de uppskattade referensvärdena (Rv) för TN i utsjön (yttre kusten) (1) och i tillrinnande sötvatten (). Vid en intermediär salthalt bestäms Rv enligt den heldragna linjen. En uppmätt TN-halt (3) vid en uppmätt salthalt (3) korrigeras för det naturliga sötvattensbidraget av TN (korrigeringen = Rv från blandningsmodellens heldragna linje minus Rv i utsjön som visas med grå linje). Det korrigerade värdet () kan klassas enligt samma indelning som för TN uppmätt vid full salthalt. Det uppmätta TN-värdet (3) och det sötvattenskorrigerade TN värdet () används för att ta fram teoretiskt motsvarande klorofyllhalter (5 resp 6) från empirisk relation mellan klorofyll och totalkväve. Skillnaden mellan 5 och 6 antas bero på naturligt kväve i sötvatten och dras bort från uppmätt klorofyllhalt för att få fram ett sötvattenskorrigerat klorofyllvärde. För siktdjup görs motsvarande tillägg till det uppmätta siktdjupet. De korrigerade värdena klassas enligt indelningen upprättad för yttre kustbandet. Tot-N (µm) typ 1AB, AB typ 1D, D typ 1E, 13 typ 8 Klorofyllkorrektion (µg/l) typ 1D typ 1E, 13 typ Salthalt Fig. 3. Referensvärde för TN som funktion av salthalt för olika typområden vid viss referenssalthalt (kan variera mellan mättillfällen). Samma Rv för TN i utsjön har använts i alla områden men salthalterna skiljer, liksom referenshalten av TN i tillrinnande sötvatten Salthalt Fig.. Korrektion av klorofyll a vid Rv för tot- N för olika typområden. Korrigeringen dras ifrån uppmätt klorofyllhalt och det korrigerade värdet klassas sedan utifrån skalan för öppna kusten. 86

87 Korrektion Tot-N av (µm) klorofyll (µg/l) typ 1AB, AB typ 1D, D typ 1E, typ Salt 6 8 Salthalt Fig. 5. Exempel på korrigering av klorofyll a vid olika Fig. 3. halter Referensvärde av TN i sötvatten för TN och som salt funktion för av typområde salthalt för 1D. olika Korrektionen typområden dras vid ifrån viss uppmätt klorofyllhalt referenssalthalt och det (kan korrigerade variera mellan värdet klassas sedan mättillfällen). utifrån skalan Samma för Rv öppna för kusten. TN i utsjön har använts i alla områden men salthalterna skiljer, liksom referenshalten av TN i tillrinnande sötvatten. Klorofyllkorrektion (µg/l) vid Rv (µg/l) för Tot-N typ 1D typ 1E, 1D 13 typ 81E, 13 typ Salthalt Salthalt Fig. 6. Ungefärligt klorofyll a vid referensvärde för Fig. TN i. några Korrektion typområden av klorofyll med olika a TN vid i sötvatten, Rv för tot- N utifrån för olika empiriska typområden. relationen Korrigeringen dras ifrån CHLa=.51*TotN(µM)^ uppmätt klorofyllhalt och det korrigerade värdet klassas sedan utifrån skalan för öppna kusten. Siktdjupskorrektion (m) typ 1D typ 1E, 13 typ Salthalt Fig. 7. Korrektion av siktdjup vid olika referensvärde för TN i sötvatten. Korrektionen läggs till uppmätt siktdjup och det nya värdet klassas sedan utifrån skalan för öppna kusten. Korrektion av siktdjup (m) Salt Fig. 8. Korrigering av siktdjup vid olika halter av TN (µm) och salt för typområde 1D (Hfj-BY31- rel). Korrektionen läggs till uppmätt siktdjup och det nya värdet klassas sedan utifrån skalan för öppna kusten

88 1 Siktdjup vid Rv för tot-n (m) typ 1D typ 1E, 13 typ Salthalt Fig. 9. Ungefärligt siktdjup vid referensvärde för TN (Hfj-BY31-rel). 88

89 Appendix 5 Test av klassning på sommarkarteringsdata från Svealands kustvatten 1-5 Bakgrund För validering av bedömningsgrunderna har data från Svealands kustvattenvårdsförbunds (SKVVF) sommarkarteringar 1, och 5 använts (se Vattenprover togs i augusti i ytan på 19- stationer fördelade så att nära nog alla vattenförekomster har minst en provpunkt (några havsområden har tillkommit efter att undersökningen planerades, se SMHIs SVAR-register). Analys av näringsämnen skedde samma dag som proverna togs. Vattenprover för klorofyll filtrerades (1- liter) inom några timmar och filtren förvarades frysta fram till analys. Salthalt mättes med CTD-sond eller salinometer. Siktdjup mättes med vattenkikare. Provtagning och analys är ackrediterad av Swedac. Data finns lagrade i SKVVFs databas. I testet har både okorrigerade och sötvattenskorrigerade data (se Appendix ) klassats enligt bedömningsgrunderna för Eg. Östersjön (avsnitt 3.). Viss smärre avvikelse från de föreslagna klassgränserna kan förekomma p.g.a. att dessa justerats något. I de yttre typområdena (15 och 1 och 17) har ingen korrigering gjorts då de bedöms opåverkade av sötvattenstillförsel. Observera att data från typområde 16 och 17 av tekniska skäl har bedömts enligt bedömningsgrunderna för Eg. Östersjön i detta test. Klassning har även gjorts med data som korrigerats för inverkan på kustområdet av den allmänna förhöjningen av totalkväve i utsjön. Detta gör att lokal påverkan på halterna och klassningen tydliggörs. Resultat och diskussion Totalkväve (TN) Huvuddelen av treårsmedelvärdena klassas som Måttlig status (M) med avseende på totalkväve, både med och utan korrigering för naturligt sötvattensbidrag (Fig. 1 och ). Dessa värden kommer från den yttre och mellersta delen av kusten i typområdena 1, 1 och 15 (Fig. 3). En hel del av värdena hamnar strax över gränsen till otillfredsställande status (MO), främst data från Stockholms innerskärgård (typområde ) och Himmerfjärdsområdet. Korrigeringen för naturligt sötvattensbidrag av TN resulterar i att en del data som annars skulle ha klassats som O, istället klassas som M. Några värden klassas som G istället för M. Med det tillämpade referensvärdet för Eg. Östersjön (15,3 µm ~15 µg/l), klassas värden från typområde 17 i Bottenhavet som G. Eftersom den naturliga totalkvävehalten i sötvatten inom de områden som omfattas av detta test uppskattats som relativt låg (3 µm), blir korrigeringen av de uppmätta totalkvävehalterna liten (Fig. 6 och 8). Korrektionen är en direkt funktion av salthalten och samtidigt beroende på vilken referenssalthalt som använts (Fig. 9). 89

90 För att tydligare visa på lokal förhöjning av TN-halten gjordes också en korrektion för förhöjningen av TN över referensvärdet i utsjön (15,3 µm i detta test) (Fig., 5 och 7). Förhöjningen uppskattades till,9 µm för typområde 17,,1 µm för typområde 15 och 5, µm för typområde 1, baserat på treårsmedelvärden för 1, och 5. Halterna i de inre områdena korrigerades utifrån dessa värden med hänsyn till uppmätt salthalt. Med denna korrektion klassas TN-nivåerna som H eller G i stora delar av ytteroch mellanskärgården (Fig. 5), d.v.s. statusen skulle vara acceptabel om tillståndet i öppna Östersjön skulle förbättras. Himmerfjärdsområdet, delar av Stockholms mellanskärgård, området innanför Yxlan, och Norrtäljeviken bedöms som M men många värden ligger nära gränsen till G (Fig. ). I Stockholms innerskärgård klassas huvuddelen av halterna som O medan de grunda Nyköpings- och Östhammarsfjärdarna klassas som D. Totalfosfor (TP) TP korrelerar generellt väl med TN i kustområdet och bilden för TP korrigerat för utsjöförhållanden och sötvattenpåverkan (Fig. 1 och 11) liknar den för TN. Förhöjningen över Rv (,5 µm) i de yttre typområdena uppskattades till,1 µm för typområde 17,, µm för typområde 15 och,6 µm för typområde 1). Stockholms innerskärgård får en något bättre klassning för TP än för TN. Sämre klassning än för TN får Södermanlands skärgård, vilket beror på uppvällningsförhållanden vilket resulterar i höga TP och även fosfathalter. Utan korrigering för försämring i utsjön (Fig.1-1) klassas TP som M eller sämre i hela området, med undantag för yttre områden i Bottenhavet som klassas som G. Tillämpningen av referenshalten för utsjön på inre delarna av kusten ger troligen, trots sötvattenskorrektion, en klassning som visar på något sämre status än vad som verkligen skall vara fallet. Detta beror på att TP halterna ofta är högre i det vatten som transporteras in i skärgården med bottenströmmar än i ytan. Denna skillnad är mindre för TN. En blandningsmodell som använder referenshalter av TP på större djup skulle kunna lösa en del av detta problem, men blir snabbt komplicerade då t.ex. tröskeldjup för olika områden måste vägas in. Tillsammans med vattenomsättningsmodeller kan dock detta bli realistiskt i framtiden. Andra faktorer som kan behöva vägas in är läckage av fosfor från bottensedimenten. TN och TP bör inte heller hanteras oberoende av varandra. Förhöjd TN belastning från land gör att mer fosfat kan utnyttjas i kustområdet och blir TP i form av plankton. Omvänt gör hög TP och fosfathalt i utsjön att halterna av dessa höjs generellt i kustområdet och TN från land kan utnyttjas till större del i de inre delarna av kustområdet. Klorofyll Som för totalkväve klassas huvuddelen av treårsmedelvärdena för klorofyll a som måttlig status (M), både med och utan korrigering för naturligt sötvattenbidrag (Fig. 15 och 16). Jämfört med TN, ligger dock fler värden som klassas som M, på gränsen till G. Huvuddelen av yttre och mellersta delen av skärgården klassas som M, med undantag för en del områden i Värmdö kommun med låga klorofyllhalter (Fig. 17). Utifrån klorofyll klassas område 17 i Bottenhavet som M till skillnad från TN och TP då klassningen blev G. Liksom för TN klassas Stockholms innerskärgård (typomr ) i huvudsak som O. 9

91 Siktdjup Klassningen av siktdjup liknar den för totalkväve och klorofyll med huvuddelen av data i klassen M, men de flesta siktdjupsvärden ligger en bit under gränsen GM (Fig. 5-7). Generellt blir klassningen något sämre än för TN. Den tillämpade modellen med korrigering av siktdjupet för sötvattenbidraget av TN ger relativt liten korrigering av siktdjupet (Fig. 3, 3-3). Vid lite högre salthalter blir sötvattensbidraget av TN litet och vid lägre salthalter är TN-tillskottet ofta litet i förhållande till de uppmätta halterna. Vid korrigering för utsjötillskottet av TN blir skillnaden mer dramatisk eftersom små förändringar av TN ger stora skillnader i siktdjup (Fig. 8, 9 och 31). Som diskuteras i huvudrapporten under rubriken Fortsatt utveckling av bedömningsgrunder finns andra naturliga faktorer än TN-tillförsel med sötvatten som har inverkan på halterna av näringsämnen och klorofyll. Framförallt för siktdjup finns en potentiell kusteffekt som ej har tagits hänsyn till och det är bidrag från partikulärt material, framförallt i form av minerogent material (uppslammad lera), tillfört med vattendrag och genom erosion och resuspension av bottenmaterial. Utarbetande av ytterligare korrektioner för siktdjup är troligen nödvändig för att kunna bedöma siktdjupet på ett riktigt sätt. Biovolym Som ett test av den mest rimliga biovolym-klorofyll relationen (SKVVF yttre: Chl=3,1833*Biov+,679, Appendix 1e) och de föreslagna klassgränserna för biovolym, räknades biovolym ut från uppmätt och sötvattenkorrigerat klorofyll (Fig ). Klassningen blev i stort sett densamma som för klorofyll. Riktiga biovolymsdata från 1 och klassades också (Fig. 38). I de yttre områdena 1 blev klassningen H eller G. År 1 visade även andra variabler på låga halter. Klassningen blev sämre under, vilket var ett år som ligger närmare medelvärdet för 1, och 5 för de andra variablerna. 91

92 Fig. 1. Klassning av sötvattenkorrigerade treårsmedelvärden av TN (µg/l). I figuren visas klassgränserna HG ( µg/l, 17,1 µm), GM (6 µg/l; 18,6 µm), MO (36 µg/l; 5,7 µm), OD (55 µg/l; 39,3 µm). Fig.. Klassning av uppmätta (okorrigerade) treårsmedelvärden av TN (µg/l). Klassgränser som i Fig 1. TN, treårsmedel, Sötvattenkorr. TN, treårsmedel, Okorr. Fig. 3. Klassning av totalkväve utan och med korrigering för naturligt sötvattensbidrag av totalkväve. Färgskala enligt vattendirektivet: Blå=Hög status, Grön=God status, Gul=Måttlig, Orange=Otillfredsställande, Röd=Dålig status. 9

93 Fig. (ovan). Klassning av treårsmedelvärden av TN (µg/l) korrigerat för naturligt sötvattensbidrag av tot-n samt korrigerat för förhöjning över referensvärde i utsjön för att tydligare visa på lokal påverkan. Klassgränser som i Fig. 1. Fig. 5 (till höger). Klassning av TN med korrigering som i fig.. Färgskala enligt vattendirektivet: Blå=Hög status, Grön=God status, Gul=Måttlig, Orange=Otillfredsställande, Röd=Dålig status. TN, treårsmedel, Utsjö-& sötvattenkorrigerat Sötvattenskorrigerad tot-n (µm) Uppmätt tot-n (µm) Fig. 6. Sötvattenskorrigerade TN-medelvärden jämfört med uppmätta TN-värden. Den rosa heldragna linjen visar förhållandet 1:1. De streckade linjerna motsvarar klassgränserna. Utsjö+sötvattenkorrigerad tot-n (µm) Uppmätt tot-n (µm) Fig. 7. Sötvatten- och utsjökorrigerade TNmedelvärden (som i fig. ) jämfört med uppmätta TN-värden. Den rosa heldragna linjen visar förhållandet 1:1. De streckade linjerna motsvarar klassgränserna. 93

94 Sötvattenskorrigering av tot-n (µm) Uppmätt tot-n (µm) Fig. 8. Sötvattenskorrigering av TN i relation till uppmätt tot-n. Sötvattenskorrigering av tot-n (µm) Salthalt Fig. 9. Sötvattenskorrektion av TN i relation till uppmätt salthalt. Fig. 1. Klassning av TP (µg/l) korrigerat för naturligt sötvattensbidrag av TP samt korrigerat för förhöjning över referensvärde i utsjön för att tydligare visa på lokal påverkan. I figuren visas klassgränserna HG (9.9 µg/l;,3 µm), GM (1, µg/l;, µm), MO (1,7 µg/l;,7 µm), OD (36,8 µg/l; 1,5 µm). Fig. 11. TP treårsmedelvärden, sötvatten- och utsjökorrigerat. 9

95 Fig. 1. Klassning av sötvattenkorrigerade treårsmedelvärden av TP (µg/l). I figuren visas klassgränserna HG (9.9 µg/l;,3 µm), GM (1, µg/l;, µm), MO (1,7 µg/l;,7 µm), OD (36,8 µg/l; 1,5 µm). Fig. 13. Klassning av uppmätta (okorrigerade) treårsmedelvärden av TP (µg/l). TP, treårsmedel, Sötvattenkorr. TP, treårsmedel, Okorr. Fig. 1. Klassning av TP med och utan korrigering för naturligt sötvattensbidrag av TP. Färgskala enligt vattendirektivet: Blå=Hög status, Grön=God status, Gul=Måttlig, Orange=Otillfredsställande, Röd=Dålig status. 95

96 Fig. 15. Klassning av korrigerade treårsmedelvärden av klorofyll a (µg/l). I figuren visas klassgränserna HG (1,5 µg/l), GM (1,8 µg/l), MO (3, µg/l), OD (8 µg/l). Fig. 16. Klassning av uppmätta (okorrigerade) treårsmedelvärden av klorofyll a (µg/l). Chl treårsmedel, Sötvattenkorr. Chl treårsmedel, Okorr. Fig 17. Klassning av treårsmedelvärden av klorofyll a, okorrigerade och korrigerade för sötvatten. Färgskala enligt vattendirektivet: Blå=Hög status, Grön=God status, Gul=Måttlig, Orange=Otillfredsställande, Röd=Dålig status. 96

97 Fig. 18 (ovan). Klassning av klorofyll (µg/l) korrigerat för naturligt sötvattenbidrag av TN samt korrigerat för förhöjning över referensvärde i utsjön för att tydligare visa på lokal påverkan. Klassgränser som i Fig 15. Fig. 19 (till höger). Klassning av klorofyll med korrigering som i fig. 18. Färgskala enligt vattendirektivet: Blå=Hög status, Grön=God status, Gul=Måttlig, Orange=Otillfredsställande, Röd=Dålig status. Chl treårsmedel, Utsjö- & sötvattenkorrigerat sötvattenskorrigerad klorofyll a (µg/l) okorrigerad klorofyll a (µg/l) sötvattens- och utsjökorr klorofyll a (µg/l) okorrigerad klorofyll a (µg/l) Fig.. Sötvattenkorrigerat jämfört med okorrigerat klorofyll a (µg/l). Den rosa heldragna linjen visar förhållandet 1:1. De streckade linjerna motsvarar klassgränserna. Fig. 1. Sötvatten- och utsjökorrigerat klorofyll jämfört med uppmätt klorofyll. Den rosa heldragna linjen visar förhållandet 1:1. De streckade linjerna motsvarar klassgränserna. 97

98 sötvattenskorrektion klorofyll a (µg/l) okorrigerad klorofyll a (µg/l) sötvattenskorrektion klorofyll a (µg/l) salt Fig.. Sötvattenskorrektion av klorofyll a i rrealation till okorrigerat klorofyll a. Fig. 3. Sötvattenskorrektion av klorofyll a i relation till salthalt. sötvattenskorrektion klorofyll a (µg/l) tot-n (µm) Fig.. Sötvattenskorrektion av klorofyll a i relation till mätt TN. 98

99 Fig. 5. Klassning av sötvattenkorrigerade siktdjupsmedelvärden (korrigerade med hänsyn till salt och TN enl. Hfj-ekvationen, appendix 1). Fig. 6. Klassning av mätt siktdjup (okorrigerade siktdjupsmedelvärden). Sikt treårsmedel LRsSvkorr (Hfj rel) Sikt treårsmedel LRsOkorr Fig. 7. Klassning av treårsmedelvärden av siktdjup, okorrigerade och korrigerade för sötvatten. Färgskala enligt vattendirektivet: Blå=Hög status, Grön=God status, Gul=Måttlig, Orange=Otillfredsställande, Röd=Dålig status. 99

100 Fig. 8 (ovan). Klassning av siktdjup (m) korrigerat för naturligt sötvattensbidrag av tot-n samt korrigerat för förhöjning av tot-n över referensvärde i utsjön för att tydligare visa på lokal påverkan. Fig. 9 (till höger). Klassning av siktdjup med korrigering som i fig. 8. Färgskala enligt vattendirektivet: Blå=Hög status, Grön=God status, Gul=Måttlig, Orange=Otillfredsställande, Röd=Dålig status. Siktdjup, treårsmedel, Utsjö-& sötvattenkorrigerat sötvattenskorrigerat siktdjup (m) okorrigerat siktdjup (m) sötvatten- och utsjökorrigerat siktdjup (m) okorrigerat siktdjup (m) Fig. 3. Sötvattenskorrigerat siktdjup i relation till mätt siktdjup (enl. Hfj-ekvationen, appendix 1). Den rosa heldragna linjen visar förhållandet 1:1. De streckade linjerna motsvarar klassgränserna. Fig. 31. Sötvatten- och utsjökorrigerat siktdjup i relation till mätt siktdjup (enl. Hfj-ekvationen, appendix 1). Den rosa heldragna linjen visar förhållandet 1:1. De streckade linjerna motsvarar klassgränserna. 1