Fosforförluster från mark till vatten

Transkript

1 Efter den 1 juli 2011 ansvarar Havs- och vattenmyndigheten för denna publikation. Telefon publikationer@havochvatten.se Fosforförluster från mark RAPPORT 5507 OKTOBER 2005

2 Fosforförluster från mark Identifikation av kritiska källor och möjliga motåtgärder Barbro Ulén (Red.) NATURVÅRDSVERKET

3 Beställningar Ordertel: Orderfax: E-post: Postadress: CM-Gruppen, Box , Bromma Internet: Naturvårdsverket Tel , fax E-post: Postadress: Naturvårdsverket, SE Stockholm Internet: ISBN ISSN Naturvårdsverket 2005 Tryck: CM Digitaltryck AB Omslagsfoto: Hans Kongbäck/N

4 Förord Ett av Sveriges miljökvalitetsmål är Ingen övergödning. Ett av delmålen till detta miljökvalitetsmål är att fram till år 2010 ska de vattenburna utsläppen av fosforföroreningar från mänsklig verksamhet ha minskat kontinuerligt från 1995 års nivå. En utredning med uppgift att närmare precisera detta delmål har lämnats från Naturvårdsverket under våren Utredningen föreslår att orden minskat kontinuerligt ersätts med minskat med minst 20 %. Den lydelsen återfinns i regeringens proposition 2004/5:150 Svenska miljömål ett gemensamt uppdrag. I takt med att reningsverken byggts ut utgör fosforn från jordbruksmark en allt större andel av fosforn, åtminstone i södra Sverige. Den internationella expertutvärderingen kring övergödningssituationen i våra hav, som Naturvårdsverket låtit genomföra 2005, sätter också förnyat fokus på betydelsen av åtgärder för minskade fosforförluster. För att göra befintlig kunskap tillgänglig har en uppgradering av den tidigare rapporten Förluster av fosfor från jordbruksmark (NV 4731) utförts av Barbro Ulén. Författaren ansvarar ensam för rapportens innehåll. Naturvårdsverket hoppas att rapporten kommer till nytta i det fortsatta praktiska arbetet med att minska förlusterna. Ingrid Rydberg och Kersti Linderholm har för verkets del beställt och granskat rapporten. Stockholm oktober 2005 Björn Risinger Direktör, Naturresursavdelningen 3

5 4

6 Innehåll Förord 3 Innehåll 5 Sammanfattning 7 Summary 8 1 Fosfors förekomst Tre former av fosfor i jorden Jordarnas förmåga att sorbera fosfor Jordars fosformättnadsgrad Organiskt bunden fosfor i jord Fosfor i stallgödsel Fosforkoncentrationer i svenska jordar Fosfor i vatten Fosforkoncentrationer i vatten från åkermark 18 2 Diffusa fosforförluster från mark - mekanismer för mobilisering och transport 21 Allmän beskrivning av diffusa förluster Mikroorganismernas och mykorrhizans roll Förluster via mark och dräneringsrör Ytvattenförluster 23 3 Fosforförlusternas storlek 26 Allmänt om kvantifiering av fosforförluster Avlopp från enskilda hushåll Bakgrundsnivåer Förluster från enskilda fält Förluster från avrinningsområden Riskbedömning i ett avrinningsområde 29 4 Fosforn omsättning i vattendrag Processer 33 5 Fosforns omsättning i sjöar Processer Fosforns algtillgänglighet 35 6 Åtgärder för att minska fosforförlusterna 36 Allmänt om fosforförluster från mark Punktkällor Förändrade odlingsmetoder 38 Bilaga 1 48 Undersökningsmetoder och modellering 48 1 Sugceller 48 2 Lysimeterar 48 3 Rutförsök 48 4 Försöksfält 49 5 Små avrinningsområden 50 5

7 6 Kombination av mätningar på olika nivåer 51 Modellberäkningar 52 Referenser 53 6

8 Sammanfattning Fosforn omsätts med en rad processer från sin väg från marken draget, sjön eller havet. Processerna kan vara såväl biologiska, fysikaliska och kemiska och fosforn kan vara både i löst form eller bunden till partiklar i oorganisk eller organisk form. För att kunna förstå sambanden mellan markanvändningen och den slutliga miljöeffekten i vattnet är det nödvändigt att lära sig så mycket som möjligt om de olika fosforformerna och hur de omvandlas. Det är också nödvändigt att lära sig förstå hydrologin i marken som är drivkraften i fosforförlusterna. Många delprocesser är otillräckligt kända och borde undersökas mer. Det gäller speciellt den organiska fosforns förekomst och omsättning. De kunskaper man har härstammar framför allt från 16 observationsfält och ett antal jordbruksbäckar, medan systematiska fältstudier av fosforförluster från mark är mycket få. Kvantitativt sker förlusterna mycket heterogent, både i tid och rum och därför existerar inga modeller som nöjaktligt kan beskriva dem. Ett praktiskt tillvägagångssätt för att minska förlusterna är i stället att identifiera de fält som har den högsta risken för förluster. Genom en kartering av jordart, dräneringsförhållanden, fosformättnadsgraden och jordarnas aggregatstabilitet kan man komma en bra bit på väg. Genom att sedan sätta in åtgärder på problemfälten kan man komma åt en stor del av problemet med fosforförluster från jordbruksmarken. De tre typer av problemjordar som dominerar i Sverige är: 1) Lerjordar. Dessa är ofta system eller behovsdränerade och mycket av fosforn förs ut i vattendraget via ledningarna. Fosforn är ofta i både löst och partikelbunden form. 2) Mjälajordar. Dessa är till sin karaktär struktursvaga och från dem mobiliseras därför lätt jordpartiklar, partiklar som har fosfor bundet till sig. Från dessa jordar kan ibland de direkta förlusterna via ytavrinning ovan marken vara betydande. 3) Lätta jordar med mo och sand som har gödslats upp under en lång tid och har lite järn eller aluminium i profilen. Fosforn kan passera genom mat-jorden och alven och föras ut via dräneringsledningarna. Fosforn är till stor del i löst form. För alla typer kan man redan nu lista många åtgärder med vars hjälp man kan minska förlusterna på såväl kort som lång sikt. Förändrade odlingsåtgärder, åtgärder med dräneringen och andra åtgärder på fältet har den största potentialen. 7

9 Summary As it moves from soils to watercourses and on to lakes and seas, phosphorus is involved in a number of processes. Those can be biological, physical or chemical, and the phosphorus can be in dissolved form or bound to particles in organic or inorganic form. In order to understand the relationships between land management and its environmental effects on water, it is necessary to know as much as possible about the various forms of phosphorus and how they transform. It is also necessary to understand soil hydrology, which is the key factor in phosphorus losses. Many of the processes involved are not adequately understood and need further study. This is especially true of processes involving all chemical forms of phosphorus and the turnover of organic phosphorus. Existing knowledge of such matters is based primarily on data from sixteen Swedish observation fields and a few small streams that drain farmland. There are very few systematic field studies of phosphorus losses from soil. Such losses vary widely in both rate and quantity, and at this time there are no models which adequately describe them. A practical method for reducing losses is to identify areas which are subject to the highest risk. Considerable progress can be achieved by mapping soil types, drainage conditions, level of phosphorus saturation, and the aggregate stability of soils. If suitable measures are then taken in problem areas, it is possible to reduce a large portion of phosphorus losses from farmland. In this regard, the three types of soil that are most problematical in Sweden are: 1) Clay soils. These are often drained, and much of the phosphorus is transported to watercourses via the drainage system; entire fields or only certain parts of them may be drained. The phosphorus is often present in both dissolved and particle-bound form. 2) Silt soils. It is a characteristic of such soils that they are structurally weak, and particles are easily dislodged from them. Phosphorus is often bound to such particles, so that surface runoff from such soils can sometimes result in significant losses of phosphorus. 3) Light soils containing coarse and fine sand which have been fertilized over a long period of time and contain little iron or aluminium in top and subsoil. Phosphorus, mainly in dissolved form, can pass through soils and subsoils, and then be transported to watercourses via the drainage system. For many types of soil, there are already numerous measures that can be taken to reduce phosphorus losses in both the short and long run. Changes in farming techniques, drainage methods and other measures in the field offer the greatest potential. 8

10 1 Fosfors förekomst 1.1 Allmän beskrivning av fosforförluster Fosfor (P) kan transporteras från jordbruksmark både i partikulär och i löst form. Denna transport sker ofta snabbt under specifika episoder. Den kan ske både på markytan och via marken (Figur 1). Praktiskt taget all löst fosfor är direkt biologiskt tillgänglig, medan den partikulära fosforn måste undgå någon form av lösningsreaktioner, t ex desorption, innan den kan tas upp av växter. Under transporten drag och sjöar kan löst och partikulär fosfor reagera med jorden som vattnet passerar. För fosforn som kommer från jordbruksmark kan dessa reaktioner dramatiskt ändra den verkan som fosforn har på eutrofieringen. I vattendraget/sjön kan en del av den partikulära fosforn sedimentera. Fosforn som bundits till sedimenten kan i ett långt senare stadium bli tillgänglig för biologiskt upptag. Detta kan ske under vissa kemiska förhållanden eller när väderförhållanden förorsakar turbulens eller resuspension av sedimenten. Eftersom fosforn förekommer i olika former, reagerar såväl fysikaliskt, kemiskt som biologiskt och ingår i både snabba och mycket långsamma processer är det komplicerat att utvärdera miljöeffekten av fosforn som kommer från jordbruksmark. 9

11 Figur 1. Fosforns omsättning (från Pierzynski et al., 1997). Fosforupptag av växter Vanligen anges ett koncentrationsvärde på 0,2 mg/l som den nivån som växterna behöver, men till och med en så pass låga koncentration som 0,03 mg/l har visat sig tillräckligt för jordbruksproduktion (Mengel & Kirkby, 1987). Kritiska nivåer för algtillväxt i vatten är lägre t. ex. 0,005-0,01 mg/l (McCutcheon et al., 1992). Huvudformen för växttillgänglig fosfor är troligen oorganisk ortofosfat (PO4-P). I situationer där ortofosfat är begränsande kan dock troligen löst organisk fosfor tas upp av både växter på land och av fria alger i vatten (Ron Vaz et al., 1993). 1.2 Tre former av fosfor i jorden Den allra största mängden av fosforn i jorden är otillgängliga för växtupptag på grund av att den till stor del är kemiskt hårt bunden. En del fosfor är också bunden i organisk form och en mindre del finns som joner fästa på markpartiklarna (adsorbtion). Den direkt växttillgängliga fosforn i markvätskan utgör den minsta mängden. Den komplexa kemiska jämvikten mellan joner i markvätskan och den kemiskt bundna fosforn är alltså starkt förskjuten till den fasta fasen. Olika jordar (liksom sjösediment) har mycket olika kapacitet att adsorbera och desorbera (släppa) fosfor. Fosforns låga löslighet medför att mycket litet (ung. 0,7 mg/l eller 0,5 kg/ha) föreligger i löst form (Persson et al., 1994). I jordar som är nygödslade kan maxhalter på 6-8 mg/l uppmätas i markvätskan. 10

12 Figur 2. Fosforföreningar vid olika ph (från Brady, 1984). Mängden fosfor i de olika polerna är kontrollerade av koncentrationsförändringarna och kan beskrivas som kemiska jämviktstillstånd där sorption-desorptionprocesser sker tillsammans med kemiska fällnings- och upplösningsprocesser. Denna bild visar den fosfor som föreligger i kemisk form. Dessutom finns det en rad organiska bundna fosforföreningar i jorden. Sorberad fosfor Oorganisk P i jorden finns i tre olika stadier; absorberad inne i markpartiklar, adsorberad till partikelytor och i löst form i vätskefasen. Det är vanligt att fosforn är bunden till ytor av t ex leror. I allmänhet kommer högvittrade jordar att adsorbera mer fosfor eftersom de har stort innehåll av ler, aluminiumoxid och järnoxid. Det kan vara svårt att bestämma om fosforn är absorberad eller adsorberad till jorden. Båda begreppen sammanfattas därför ofta som sorberad fosfor. Analys av fosfor i jorden Fosfor i jorden kan analyseras genom totaluppslutning med oxiderande syror och med olika extraktionsmetoder. Internationellt förekommer en rad olika metoder, vilket är ett stort problem om man ska göra jämförelser. I Sverige har man av tradition mest använt P-AL metoden. Till 5,00 g lufttorr jord sätts 100 ml av en lösning bestående av 0,1 M ammoniumlaktat och 0,4 M ättiksyra (ph 3,75). Blandningen får jämvikta vid 21ºC på skak under 90 minuter. Lösningen filtreras genom ett cellulosa acetat filter med en pordiameter av 0,2 µm, varefter den molybdatreaktiva fosforn bestäms i filtratet. Numera används ICP-teknik i stället för kolorimetrisk metod varför även vissa lösliga organiska föreningar inkluderas i P-AL-talet som därför automatiskt blir något högre. Metoden ger en relativt god uppfattning om mängden växttillgänglig fosfor vid normala svenska phvärden men tar inte hänsyn till all organiskt bunden fosfor. Med ett annat extraktionsförfarande enligt Olsen & Sommers (1982) som används mycket i USA, extraheras en lättlöslig form av P, Bray-P. Den svenska metoden för förrådsfosfor (P-HCl) då jorden extraheras med saltsyra motsvarar omkring % av den totala fosforn man får efter en kraftig uppslutning (Eriksson, et al., 1999). I P-HCl ingår betydligt mer av den organiskt budna fosforn. Föreningar som kräver kraftig oxidation för att gå i lösning ingår däremot inte, liksom mycket hårt mineralbunden fosfor. Fosforfraktionering enligt Hieltjes & Lijklema (1980) nyttjas mycket i limnologiska sammanhang. 11

13 Jordbruksjordar i Sverige har normalt ett ph som varierar från 5,5-7,4. Den största andelen tillgänglig fosfor finns i samma intervall (Figur 2). Huvuddelen av Sveriges åkerjord är naturligt fattig på lättillgänglig fosfor på grund av kallt klimat och långsam vittring av mineralerna. Mera vittrade mineraler betyder att det finns mera ytor som kan sorbera fosfor än när det bara finns normalt strukturerade mineraler. Fosfor frigörs vanligen till markvätskan genom vittring av, och desorption från apatiter och från kalciumfosfater, samt mineralisering av organisk substans. Fosforn som tillförs med gödslingen kan fixeras till de icke-kristallina oxiderna av järn och aluminium (Fe och Al). Fosforn kan också inkapslas genom att den blir innesluten i amorfa strukturer t. ex. de med sammansättningen Al-O-OH. Detta gör att fosforn från gödslingen åldras. Fosfor bildar också svårlösliga föreningar med kalcium vid höga ph-värden och med Fe och Al vid låga ph-värden. Rena kemiska fällningsreaktioner med järn- och aluminumföreningar kan därför förekomma (Figur 2) t. ex. som flouroapatit. Denna kemiska fixering av fosfor minskas vid närvaro av organiska ämnen. 1.2 Jordarnas förmåga att sorbera fosfor Sorbtionen av fosfor påverkas av odlingsåtgärder (gödsling, kalkning, förändrad mullhalt jordbearbetning, mm) som förändrar halten växttillgänglig fosfor. Vid tillförsel av stallgödsel tillför man både fosfor och organiskt material. Sorptionen påverkas också av jordens ph, och innehåll av organiskt material. Nära en rot kan utsöndringar från denna, i form av t ex oxalat och citrat, påverka sorptionen eftersom dessa joner konkurrerar med jonerna i jorden. Av betydelse för jordens sorptionskapacitet (PSC) är hur den fosforgödslats tidigare, dess fosforinnehåll och dess övriga egenskaper. En viktig faktor är jordens innehåll av amorfa, dvs. strukturlösa, former av alumiumoxider (Borggaard et al., 1990; Bloom, 1981; Börling et.al., 2001). Komplex av organiska ämnen verkar också påverka PCS (Bloom, 1981; Börling et al., 2001; Niskanen, 1990a och b). Organiskt material förhindrar kristalliseringen av hydroxider och ökar därför jordens reaktivitet (Niskanen, 1990a och b; Borggaard et al., 1990). Å andra sidan kan organiska syror (t. ex. från stallgödsel) ockupera bindningsställen och minska fastläggningen (Ivarsson, 1989). Ju mera aluminium, järn eller lera en jord innehåller, ju mera fosfor kan den adsorbera. Denna förmåga ökar också vid mycket låga eller vid höga ph-värden. I svenska jordar beskrivs ofta aluminium som den parameter som har det största inflytandet på absorptionen. Absorptionsindex och fosformättnadsgrad Absorptionsindex (PSI) kan uttryckas som mängden absorberad fosfor dividerat med logaritmen för jämviktskoncentrationen d.v.s. PSI=X/log C (mmol kg-1 jord). Graden av fosformättnad (DPS) kan uttryckas som en kvot mellan P-AL talet och PSI: DPS= P-AL/PSI. 12

14 För att kvantifiera PCS på ett enkelt sätt kan man använda ett index - PSI (Börling et al., 2001). Man tillsätter en stor mängd fosfor som får jämvikta sig med jorden och får ett maximumvärde som är typiskt för absorptionsreaktionen (Bache & Williams, 1970). Därefter beräknar man jämviktskoncentrationen vid absorberingen. Detta är alltså en snabbmetod för att se om jorden närmar sig en fosformättnadsnivå som ökar risken för fosforförluster. En sådan jord måste man fosforgödsla med stor försiktighet eller inte alls. När absorberad fosfor ackumulerar i en jord med låg absorptionskapacitet kommer fosformängden i den lösta polen att öka vilket kan leda till mer förluster av fosfatfosfor (PO4-P) till miljön (Beauchemin & Simard, 1999). På så sätt visade Uusitalo & Tyhkanen (2000) på ökad fosfordesorptionen då oxider av aluminium och järn blev mer fosformättade. När en jord till slut har klassats som fosformättad har den en dålig absorberande förmågan eftersom det inte finns absorptionsplatser kvar. Dessutom gör höga koncentrationer av anjoner på partikelytorna att de stöter ifrån varandra mera än annars. 1.3 Jordars fosformättnadsgrad För att bestämma hur mycket fosfor som det är lämpligt att gödsla med i Sverige används vanligen P-AL metoden. Med denna extraherar man den växttillgängliga fosforn i en sur ammoiumlaktatlösning (Egnér et al., 1960). P-AL metoden ger däremot inte tillräcklig information om risken för fosforläckage eftersom varje jordtyp har olika mönster (Djodjic & Börling, 2004). P-AL metoder bör därför kombineras med bestämningar av sorptionskapaciteten och av fosformättnadsgraden om man vill se om den kan klassas som riskjord för fosforläckage. Genom att beräkna jordarnas grad av fosformättnad (DPS) kan man få en indikation på deras potential att frigöra fosfater. Låg grad av fosformättnad kan indikera litet läckage. Det skulle behövas en enkel metod för att bestämma gödslingsbehovet och fosformättnaden och som man samtidigt kan relatera till jordens risk för förluster av fosfatfosfor. I Nederländerna finns ett sådant fosforindex som är anpassad till deras typ av jordar, men den passar inte för svenska jordar med mycket apatiter. DPS beräknad för några svenska jordar har visat sig vara relaterad till fosfatkoncentrationen i dräneringsvattnet, men det är bara en indikation då sambandet är baserat på bara ett fåtal försöksfält (Figur 3). Man bör inte bara känna till fosformättnadsgraden utan också varför och hur transporten av fosforn sker. I lerjordar kan snabba flöden från markytan dominera (Djodjic, et al., 1999) och för dessa jordar är därför analysen av ytjordens fosformättnadsgrad speciellt viktig. I sandjordar rinner vattnet med mera kontakt med jordpartiklarna i markprofilen. Det blir viktigt att också bestämma markkemiska förhållanden i alven (Beauchemin & Simard, 1999). En alv som kan binda fosforn och som dessutom har en sådan struktur att växtrötterna tar sig dit innebär en minskad risk för fosforutlakning. 13

15 DRP (mg l -1 ) DPS-AL (%) Figur 3. Graden av fosformättnad uttryckt som kvoten mellan fosfor, järn och alumininum (DPS_AL) och medelhalten av fosfatfosfor (PO 4 P) i dräneringsvatten från några svenska och nordiska fält (Ulén, 2005). För sandjordar har fosformättnaden i alven utnyttjats. 1.4 Organiskt bunden fosfor i jord I mineraljordar utgör den organiskt bundna fosforns del av det totala fosforinnehållet en okänd andel Av den organiskt bundna fosforn kan en del vara lätt omsättningsbart medan andra fraktioner kan vara stabila. Mindre än hälften av de organiska fosforföreningarna i jorden är identifierade. Den största gruppen är fytinsyror. Andra vanliga P-föreningar är fosforlipider och nukleotidfosfater (Leinweber et al., 2002). Att det finns så få enkla organiska föreningar beror antagligen på att enzymerna snabbt bryter ner dem. Fosfataser och andra enzymer som har extracellulärt ursprung från rötterna spelar då vanligen en stor roll. Rötterna utsöndrar organiska ämnen och vid nedbrytningen av organiskt material frigörs också organiska föreningar i markvätskan. Med hjälp av dessa kan fosfater hållas mer lättillgängliga i marken (Stevenson, 1981). Färska växtrester med mycket lättnedbrytbart organiskt material kan snabbt ge ifrån sig oorganisk fosfor till marklösningen, medan mera stabila organiska material som organiskt slam, humus och kompost vanligen ger ifrån sig fosfor långsamt. Ju högre vattenhalt ett material har ju mindre fosfor finns det i den fasta fasen. Organiska gödselmedel innehåller både organiskt bunden fosfor och oorganisk (mineralisk) fosfor. Flytgödsel från svin och nöt har en mycket stor andel vattenlöslig oorganisk fosfor jämfört med fast stallgödsel (Figur 4). Minst var andelen vattenlöslig fosfor i slam från komposterad gödsel som sedimenterat. Mycket vattenlöslig fosfor kan vara negativt i och med att växterna kanske inte hinner ta upp fosforn som istället binds till jorden. Fosforn i den fasta fasen kommer i stället att frigöras på längre sikt vid nedbrytningen av den organiska substansen. 14

16 1.5 Fosfor i stallgödsel Ungefär 70 % av fosforn i stallgödsel beräknas vara i form av kalciumfosfat och resterande 30 % i en organiskt bunden form (Hoffman & Hege, 1985)., som omsätts relativt snabbt (Werner et al., 1988). Stallgödselfosforn betraktas vanligen schablonmässigt som lika lättillgänglig för växterna som mineralgödselfosforn, även om fosforn i stallgödsel finns i olika former. Exempel finns på att stallgödseltillförsel ökar mängden lättrörlig fosfor djupare ner i markprofilen mer än vad mineralgödseltillförsel gör (Eghball et al., 1996). Denna lättrörlighet anses hänga samman med innehållet av högmolekylära, vattenlösliga föreningar i stallgödseln. Organiska fosforkomplexen har visat sig förflyttas snabbare till större djup än oorganiskt fosfor (Pagel et al., 1985). En växtföljd med mycket stallgödsel och vall medför också mycket organiska syror vilket gör att fosfaterna blir lösliga. Detta kan bero på indirekta mikrobiella processer som kan öka markens potential för att transportera fosforn. Flytgödsel av svin och höns innehåller stora mängder oorganisk fosfor i form av fosfater (Leinweber et al., 2002). Mark som gödslats med stallgödsel under en längre period har framför allt förhöjda koncentrationer av oorganisk fosfor. Detta beror även på att det sker en snabb mineralisering av organisk fosfor till oorganisk fosfor (Steineck et al, 2000). Flytgödsel Strögödsel Fastgödsel Org. slam Org. slam svin nöt kyckling nöt flytande sedimenterat TS 2,9% 4,6% 68% 32% 7,1% 23% Figur 4. Andelen av fosfor som är extraherbar i vatten (%) och andel torrsubstans (TS) i flytgödsel, strögödsel, fastgödsel och organiskt slam från komposterad gödsel (från Withers et al., 2003). 15

17 P-AL klasser De fosforkoncentrationer man får efter extraktion i den sura ammoniumlaktatlösningen brukar delas in i fem klasser som det undersökta fältet klassificeras efter: P-AL-klass mg P/100 g jord I <2 II 2,0-4,0 III 4,1-8,0 IV 8,1-16 V >16 Eftersom man ofta övergått från kolorimetrisk till ICP-teknik vid analysen mäter man numera något högre P-AL tal än för några decennier sedan 1.6 Fosforkoncentrationer i svenska jordar Ursprungligen var huvuddelen av de svenska jordarna fattig på växttillgänglig fosfor vilket visades i fältexperiment på och 1940-talet. Dessa försök banade väg för en kraftig fosforgödsling, speciellt av sockerbetor och potatis, under 60- talet och början av 70-talet. Nu har gödslingen av mineralgödsel minskat igen och motsvarar i genomsnitt 6 kg P/ha (Statistiska centralbyrån, 2002). Gödslingen med stallgödsel har däremot varit ganska konstant ända sedan 20-talet och motsvarar 8 kg P/ha åker (Statistiska centralbyrån, 2002). Under en 40-årsperiod har man byggt upp en fosforreserv i jordbruksjordarna som beräknats till kg/ha (Andersson et al., 2000). Vidare sammanfattade Eriksson et al. (1997) att endast 13,5 % av Sveriges 2,7 milj. ha jordbruksmark tillhörde de två lägsta fosforklasserna av de fem som baseras på P-AL-bestämningar. Medelvärdet från en landsomfattande undersökning (3109 matjordsprov) var ett P-AL tal på drygt 10. Detta motsvarar klass IV på den femgradiga klassindelningen (se faktarutan). Högst var P-AL talet i sydlänen och på södra östkusten (Tabell 1). De undersökta jordarna har också karakteriserats med avseende på textur, ph och organisk substans (data från Eriksson et al., 1999). 16

18 Tabell 1. Antal jordprov i matjordsskiktet, jordens specifika area (SA), ph, organisk substans (Org. subst.) P-AL och P-HCL (mg/100 g torr jord), fosforklass samt beräknad totalfosfor (TOTP) i procent i sex olika regioner i Sverige. Data från Eriksson et al., (1997, 1999) Region län Antal SA* ph Org. P-H TOTP** P-AL P klass subst. Cl (%) (mg/100 g) (%) (mg/100 g) Norrland AC, 364 3,5 6, ,093 7,0 III BD, Z, Y, X, W V Svealand och S, T, P, 490 4,0 6, ,090 5,9 III NV Götaland O Mälarregionen U, C, 572 5,3 6, ,098 9,7 IV AB, D S Östkusten E, H, I 490 3,8 6, ,097 12,3 IV Centrala R, F, G 449 3,2 6, ,098 9,3 IV Götaland Sydlänen K, M, N 744 2,9 7, ,101 14,6 IV *beräknad från sambandet SA = (andel ler * 8 + andel mjäla * 2,2 + andel sand * 0,3) * bulkdensitet **beräknad från sambandet %TotP = 0, * P-HCl + 0,0237 (Eriksson et al., 1999) Analys av olika fosforformer i vatten Det finns ingen klar gräns mellan partikulär och löst fosfor. Den lösta fosforn analyseras som den fosfor som kan passera ett filter och den partikulära fosforn som den fosfor som fångas på filtret. Vanligen används membranfilter med porstorleken 0,45 mm eller 0,2 mm. Den partikelbundna fosforn (PartP eller PP) beräknas vanligen som skillnaden i totalfosforkoncentration före och efter filtreringen. Den allmänt använda analysmetoden för lösta fosfater utförs i sur miljö efter filtreringen. Det låga ph-talet kan medföra att en del lösta organiska syror hydrolyseras och kommer att ingå i analysresultatet. Detta är antagligen av mindre praktisk betydelse eftersom algerna ofta kan utnyttja också den fosforn. Analysresultatet brukar redovisas på flera sätt: som fosfatfosfor (PO4-P), som dissolved reactive phosphorus (DRP) eller som molybdatreaktiv fosfor (MRP). Här har den betecknats som (PO4-P(f)) för att visa att man filtrerat provet före analysen. Resterande fosfor i filtratet brukar också redovisas på flera sätt: som övrig filtrerad fosfor (övr.p (f)), som dissolved unreactive phosphorus (DUP) eller som dissolved organic phosphorus (DOP). Den sistnämnda beteckningen är dock tveksam eftersom denna fraktion inte har visats sig vara i organisk form, tvärtom kan mycket vara som oorganiska kolloider (Ulén, 2003b). 1.7 Fosfor i vatten Fosforn i vatten kan finnas som oorganisk eller organisk partikulärt bunden fosfor och som oorganisk och organisk löst fosfor. Mellan den partikulära fosfor och den lösta formen finns dessutom en mellanform: fosfor bunden till mer eller mindre kolloidala partiklar med mycket långsam sedimentationshastighet (Ulén, 2004a). Den oorganiska partikulära fosforn kan vara fosfor adsorberad på metalloxider eller bunden till lerpartiklar på annat sätt eller den kan bildas vid kemisk utfällning av metalljoner med fosforföreningar, vid nedbrytning av organiskt material, och i vissa tillfällen, genom fällning med kalcium. Desorption av oorganisk löst fosfor sker snabbt inom ett par sekunder till upp till någon minut (Leinweber et al., 17

19 2002). Fosfater uppträder som ortofosfater, H2PO4- eller HPO42- varvid fördelningen huvudsakligen är beroende på ph. Båda formerna tas lätt upp av växternas rötter och av algerna i vattnet. Vidare kan oorganiskt löst fosfor uppträda som polyoch megafosfater som kan hydrolyseras till ortofosfater. Organiskt löst fosfor kan finnas i socker, fetter, proteiner. Identifierade föreningar är av flera typer: monoestrar, sockerfosfater, diestrar och fosfonater. Man vet ofta inte om dessa ämnen härstammar från aktiva celler eller från döda celler vid nedbrytning. 1.8 Fosforkoncentrationer i vatten från åkermark Fosforhalterna i vatten som rinner av på ytan, eller dränerar genom marken varierar väldigt mycket, både i tid och rum. I tabell 2 anges långtidsmedelhalter från olika regioner i Sverige för vatten från dräneringsrör som avvattnar ren jordbruksmark. Vattnet kan ha nått dräneringsledningarna efter att ha passerat markprofilen eller också, i flera fall, mera direkt via ytvattenbrunnar. Det är alltså en blandning av ytvatten och vatten som passerat markprofilen som analyseras. Hur stor andel som är ytvatten är okänt. Vattenproverna är momentanprover. Tabell 2. Vatten från dräneringsrör. Antal observationsfält, jordens specifika area (SA), årsavrinning (AVR), ph, totalt organiskt kol (TOC), totalfosfor (TOTP) och fosfatfosfor efter filtrering (PO4P(f)) i vatten från dräneringsrör som långtidsmedelvärden vid momentanprovtagning i sex olika regioner i Sverige. Observationsfälten ingår i Naturvårdsverkets miljöövervakning. Vattnet påverkas inte av avlopp eller av skog. Region Län Antal SA* AVR ph TOC** TOTP PO4P(f) (mm) (mg/l) Norrland AC, Z 2 3, ,2 5 0,05 0,02 V Svealand, NV Götaland S, T 2 3, ,2-0,15 0,08 Mälarregionen med omnejd C, D 2 9, ,1 13 0,29 0,10 S Östkusten E 4 4, ,6 6 0,12 0,07 Centrala Götaland R 2 3, ,1 8 0,10 0,04 Sydlänen M, N 4 2, ,3 12 0,20 0,12 *beräknad från sambandet SA = (andel ler * 8 + andel mjäla * 2,2 + andel sand * 0,3) * bulkdensitet **beräknad från perioden 1994/

20 Tabell 3. Ytvatten. Jordens specifika area (SA), årsavrinning (AVR), ph, totalt organiskt kol (TOC), totalfosfor (TOTP) och fosfatfosfor efter filtrering (PO4P(f)) i ytvatten som långtidsmedelvärden under olika perioder från fyra platser i Sverige. Fältet AC ingår i Naturvårdsverkets miljöövervakning och övriga platser är försöksrutor; från W län (Ulén & Kalisky, 2003); från D län (Ulén, 2003a) och från N län (Ulén, 1997) Region Län Antal SA* AVR Medel Medel Max Max (mm) TotP PO4-P TotP PO4-P Norrland AC 1 4, ,29 0,19 3,26 2,67 W 1 4,2 78 0,74 0,05 5,94 0,54 Mälarregionen D 1 4,9 62 0,49 0,27 1,10 0,42 med omnejd Södra länen N 1 4,8 6 0,27 0,04 0,89 0,27 *Beräknad från sambandet SA = (andel ler * 8 + andel mjäla * 2,2 + andel sand * 0,3) * bulkdensitet Fosforhalterna är högst i Mälarregionen med omnejd som har hög andel lera i jorden och från sydlänen med höga fosfortal i jorden. En typisk halt är 0,15 mg totalfosfor per liter. I samband med lågflöde då det mesta av vattnet utgörs av grundvatten, minskar ofta koncentrationerna till att vara lägre än detektionsgränsen (vanligen 0,01 mg/l). Halterna i enbart ytvatten (tabell 3), dvs. från vatten som uppsamlats på markytan, är högre än i det blandvatten som samlats från dräneringssystemen. De maximalt uppmätta koncentrationerna i ytvatten är några mg totalfosfor per liter. I tabell 4 redovisas fosforhalter i jordbruksbäckar i olika regioner. Fosforhalterna har korrigerats med schablonvärden för att räkna bort bidrag från enskilda avlopp och från mark som inte utgörs av åkermark (10-60 % är icke jordbruksmark). Den beräknade genomsnittliga totalfosforhalterna i bäckarna är densamma som i vattnet från dräneringsrören dvs. 0,15 mg/l. I samband med lågflöde kan däremot de uppmätta halterna i bäckarna vara höga till följd av fosfor från de enskilda avloppen och för att fosfor lätt slammas upp i bottennära vatten. Gemensamt för de tre typerna av vatten är att andelen lösta fosfater är en betydande andel av totalfosforn. I genomsnitt har koncentrationen fosfatfosfor efter filtrering, PO4P(f), varit; i dräneringsvatten 50 %; i ytvatten 30 % och i jordbruksbäckarna 56 % av totalfosforn. Det är bara i rena ytvatten eller dräneringsvatten med mycket ytvatteninslag där den partikelbundna fosforn brukar dominera. Det finns dock exempel på dränerade lerjordar med lågt P-AL-tal i jorden där vattnet har en mycket liten andel lösta fosfater (Lindström & Ulén, 2003). 19

21 Tabell 4. Jordbruksbäckar. Antal typområden, jordens specifika area (SA), årsavrinning (AVR), ph, totalt organiskt kol (TOC), totalfosfor (TOTP) och fosfatfosfor efter filtrering (PO4P(f)) i jordbruksbäckar som långtidsmedelvärden vid momentanprovtagning i sex olika regioner i Sverige. Bäckarna ingår i Naturvårdsverkets miljöövervakning Region Län Antal SA* AVR ph TOC TOTP** PO4P(f)** (mm) (mg/l) Norrland AC, W 2 5, ,8 13 0,12 0,07 V Svealand, S, T, P, O 6 4, ,2 15 0,11 0,03 NV Götaland Mälarregionen U, C, AB, D 7 5, ,6 10 0,16 0,07 med omnejd S Östkusten E, H, I 6 3, ,9 9 0,19 0,12 Centrala Götaland R, F, G 4 3, ,2 14 0,09 0,03 Sydlänen K, M, N 10 1, ,7 9 0,16 0,06 *Beräknad från sambandet SA = (andel ler * 8 + andel mjäla * 2,2 + andel sand * 0,3) * bulkdensitet **Beräknad efter korrektion av enskilda avlopp och andel icke-åkermark (Ulén et al., 2001) 20

22 2 Diffusa fosforförluster från mark mekanismer för mobilisering och transport Allmän beskrivning av diffusa förluster Såväl kemiska, biologiska som fysikaliska processer är inblandade i mobiliseringen av fosforn från marken. Kemiska reaktioner kontrolleras av jämviktsprocesser, dock utan att systemet når jämvikt. Biologiska processer har stor betydelse för organiskt fosfor. Dessutom sker mycket av transporten av lösta fosfater i rotzonen genom transporten genom rötterna. Löst fosfor kan frigöras från växtcellerna och växtresterna om de skadas vid frysning eller torkning. En stor del av fosforn i aktivt växande grödor är nämligen i oorganisk form och om cellmembranen skadas kan fosforn i cellerna mobiliseras. Vatten som rör sig på eller genom marken transporterar fosforn både i löst och i partikelbunden form. Vanligen initieras transporten av partikelbunden fosfor med hjälp av lätta finpartiklarna, såsom lerpartiklar och vissa organiska partiklar. Dessa små, lätta partiklar kräver bara liten energi för att lösgöras och transporteras. 2.1 Mikroorganismernas och mykorrhizans roll Många mikrober i marken producerar slemämnen som binder ihop jordaggregaten och därmed förändras förutsättningen för fosfortransporten. En ökad aggregering av jorden betyder ökad stabilitet och minskad partikelförlust. Mikroorganismerna medverkar också till att organisk fosfor i jorden mineraliseras. Vid nedbrytningen fungerar kolet i det organiska substratet som energikälla. Omsättningen är ett resultat av komplicerade samband mellan oorganiska och organiska komponenter i jorden, mikrober, växtrötter och extracellulära enzymer. T. ex. kan lågmolekylära organiska syror, producerade av mikroorganismerna i jorden, mobilisera oorganiskt P som är bundet på aluminium- och järnoxidernas ytor genom ligandutbytesreaktioner (Goldberg & Sposito, 1985; Fox et al., 1990). Vid nedbrytningen av organiska äm-nen frigörs fosfor utom vid höga C/P-kvoter. En hög C/P-kvot stimulerar den mikrobiella tillväxten varvid mycket av den tillgängliga fosforn konsumeras. En lägre C/P-kvot resulterar i ett överskott av löst P för mikroorganismerna. Fosforn frigörs då och kan därmed vara mer tillgänglig för läckage. I England har den mikrobiella omsättningen av P uppskattats till 5 kg/ha. år i jordbruksmark och 23 kg/ha år i gräsmark (Brooks et al., 1984). Med hjälp av fosfatasenzym som härstammar från växter och mikroorganismer katalyseras frigörningen av den oorganiska fosforn från den organiska fosforn. Enzymets roll för fosforläckaget är dock inte förstådd. Arbuskulär mykorrhiza utgör en rotförlängare och kan förbättra rotupptaget, speciellt för krävande grödor med dåligt rotsystem. 95% av alla landväxter har 21

23 symbiosen. Bland undantagen är raps och sockerbetor (Ocampo & Hayman, 1980). De arbuskulära mykorrhiza-svamparna spelar en direkt roll vid upptaget av fosfor därför att de utsöndrar fosfataser till makvätskan. Indirekt spelar de en roll genom att de modifierar den mikrobiella sammansättningen. Svampen är därför mycket viktig för växtens fosforupptag från jorden och effektiviteten beror bl.a. på mängden mycel och aktiva arbuskler. Försök (Sjöberg, in prep.) har dock visat att mykorrhizan inte påverkas av odlingsåtgärder vid vanliga spannmåls- och fodergrödor. Svampen finns naturligt och behöver inte gynnas för att utvecklas. Mykorrhizans möjligheten för förbättrat fosforupptag hos växter skulle kunna minska behovet av fosforgödslingen, som i sin tur på sikt skulle kunna minskar fosforläckaget. Sambandet mellan mykorrhizabildning och fosforläckaget är dock mycket komplicerat och har inte kunnat beskrivas. Arbuskulär mykorrhiza är en symbios mellan svampar (ordningen Glomales) och ett stort antal grödor. Svamparna har mycel i jorden och bildar arbuskler inne i roten. De förbättrar växternas vattenbalans (Joner & Jakobsen, 1994). De kan också påverka växtens blomning och vara antagonistisk mot växtpatogener. Svamparna missgynnas av tillförsel av lättlöslig fosfor. 2.2 Förluster via mark och dräneringsrör Transporten av fosfor genom marken kan ske snabbt genom makroporflöde (engelska "preferential flow" eller "by-pass flow") eller relativt sett mycket långsamt enligt Darcy's lag. Hastigheten beskrivs med hjälp av markens hydrauliska konduktiviteten (K-värdet). Med makroporflöde kan transporten ske utan att den transporterade fosforn är i jämvikt med jorden. Det kan inträffa i jordar med makroporer, dvs. sprickor och maskhål, eller när jorden har kanaler jäms med växtrötter. I synnerhet de s.k. bioporerna (maskgångarna och rotsprickorna) anses verksamma eftersom dessa ofta är djupa. Flödet kan också ske som en instabil vätningsfront i en till synes homogen jord. I många jordar förekommer båda typerna av makroporflöde varigenom vattnet kan flöda nedåt mycket snabbare än man kan beskriva genom klassisk flödesdynamik. Hydrologiskt inträffar makroporflöde då regnintensiteten eller snösmältningshastigheten överskrider infiltrationskapaciteten. De minsta makroporerna kan eventuellt vara fyllda med vatten, men åtminstone i de större porerna skapas det ett hydrostatiskt tryck för flödet. Makroporflöde är en process då ofta bara en liten fraktion av hela porutrymmet utnyttjas av vattenflödet. En mycket liten del av jordvolymen kan på så sätt svara för huvuddelen av flödet genom marken. Makroporflöde kan också starta i plogsulan, då vatten ackumuleras i mat-jorden och där ett övertryck byggs upp. Ska fosfor transporteras ända ner till dräneringsrören med makroporflöde förutsätter detta att makroporerna är kontinuerliga ända till dräneringsdjupet. Makroporflöde av lösta fosfater har visats fungera på detta sätt (Djodjic et al., 1999). Via dräneringsledningarna kan fosforn sedan snabbt nå vattendragen. Vattnet i dräneringsledningar består till en del av sådant vatten som kommer direkt från markytan men är framför allt ytligt grundvatten. 22

24 Partikulär fosfor Med inre erosion menar man en partikeltransport genom markprofilen. Om partiklarna har sitt ursprung på markytan, har eroderats i själva markprofilen, eller är material som ansamlats runt dräneringsledningarna och slammats upp, är inte helt utrett. Sålunda är gammalt långtidstransporterat material runt själva dräneringsrören en tänkbar källa för fosfor i dräneringsvatten. Material som binder fosfor kan också tänkas sedimentera temporärt i dräneringsledningarna och spolas ut senare vid kraftiga flöden. Det finns dock starka indicier på att en transport kan ske från markytan. T. ex. har bekämpningsmedlet glyfosat, som sprids på ytan och som adsorberas till markpartiklar på liknande sätt som fosfater, återfunnits efter sprutningssäsongen i ytsedimentet i flera jordbruksbäckar (Ulén et al.,2003c). Löst fosfor Avrinningsvattnet kan tvätta ut fosfater från partiklar och kolloider. Speciellt smältvatten som har låg salthalt har förmågan att slamma upp lermineraler med stor negativ laddning. Ur detta extraheras sedan fosfaterna som kan transporteras genom markprofilen medan större partiklar möjligen till viss del filtreras bort. Samtidigt med makroporflödet kan det också ske en långsam rörelse av vattnet genom marken. När denna infiltration sker genom alven till jordlager med mindre fosforinnehåll blir jämviktskoncentrationen med fosforn lägre och löst fosfor kan då adsorberas till jorden. Alvens förmåga att binda fosfatfosforn är därför också av stor betydelse för fosforläckaget. I Sverige finns exempel på lättjordar (t. ex. på Listerlandet) där hela jordprofilen har högt innehåll av P-AL och dessa jordar har också ett mycket stort och uthålligt fosforläckage (Ulén, 1999). Exempel på motsatsen är lättjordar med järnrik alv (Djodjic, et al., 1999) som kännetecknas av ett obetydligt fosforläckage. Sammanfattningsvis kan fosfortransporten och förlusterna genom marken ske på flera sätt varvid hydrologiska faktorer är mycket viktiga. Kvantifiering i relation till olika markparametrar saknas dock i stor utsträckning. För att kunna åtgärda förlusterna är det nödvändigt att förstå varifrån fosforn förlorats 2.3 Ytvattenförluster Hydrologiskt inträffar ytvattenavrinning vid regn eller snösmältning då marken är så vattenmättad att ingen större infiltrering sker. Detta inträffar vanligen då marken är tjälad och makroporerna är blockerade eller vid en plogsula där jorden är tät samt vid mycket häftiga regn. Vissa jordtyper är speciellt utsatta såsom mjäla. Vändtegar med packad jord kan också utgöra en risk. Ytavrinningen sätter mekaniskt igång erosionen av jordaggregaten, jordpartiklarna och kolloiderna. Partikulär fosfor När avrinnande vatten innehåller höga kvantiteter suspenderat material sker huvuddelen av fosfortransporten i partikulär form. I början av en snösmältningsperiod är marken täckt med ett skyddande lager med snö och is, men mot slutet av snösmältningenförsvinner detta och koncentrationen av partikelfosfor i smältvattnet ökar kraftigt. Detta gör att fosforförlusterna tenderar att vara större 23

25 när det är fler snösmältningsperioder under året eftersom det då blir fler tillfällen med sådana förhöjda halter. Löst fosfor Koncentrationen av löst fosfor påverkas vid ytavrinningen av vattnet och ett tunt lager av den översta ytjorden. Fosfatkoncentrationen närmar sig ett maximumvärde, som är en funktion av desorberbar fosfor i jorden, kvoten vatten/jord och kontakttiden. I avrinnande vatten som filtrerats genom t. ex. våtmarker eller gräsmark, och har minskat sitt innehåll av partikelbunden fosfor, är transporten av löst fosfor betydelsefull. Innehållet av löst fosfor i ytvatten från gräsmark kan bero på direkt avrinning efter gödsling, efterverkning av tidigare års gödsling, eller den kan bero på att gräsvegetationen släppt ifrån sig fosfor. Efter avdödning av ogräs med bekämpningsmedel har förhöjda halterna fosfater uppmäts i ytvattnet från en försöksplats (Ulén & Kalisky, 2005a). I försök med avputsad vegetation från gröngödslingsvallar har stora mängder fosfor och kväve avgetts med lakvatten (Malgeryd & Torstensson, 2003). Även i vatten från jordar med mycket överskottsfosfor är nivån av löst fosfor hög (Ulén, 1999). Områden med överskottsfosfor ligger ofta i områden där man gödslat med stora mängder stallgödsel under en längre tid. Organiskt bunden fosfor I stallgödsel finns både oorganisk och organiskt bunden fosfor. Kunskapen om omsättningen av den organiskt bundna fosforn och förlusterna av denna är dock rudimentär. Man har inte heller systematiskt undersökt skillnaderna mellan jordar som uppgödslats med stallgödsel jämfört med mineralgödsel. Stora ytavrinningsförluster av fosfatfosfor har visat sig kunna ske efter stallgödselapplicering i samband med kraftig nederbörd (Wither et al., 2003) men i vilken form resten av fosforn förlorats har inte undersökts. Adenosintripfosfat (ATP) och fosforlipider är kända att snabbt brytas ner i jorden och har därför använts som biomarkerare för att spåra fosfor från stallgödsel och växtmaterial (Nash & Halliwell, 2000). Tabell 5. Källfördelning för totalfosfor (bruttotransport) för Sverige år 1999 (Brandt & Ejhed, 2003) Area (ha) P ton år-1 Procent Åker och betesmark ,3 Skog ,4 Kalhyggen ,5 Kärr och våtmarker ,1 Annan form av öppen mark ,2 Dagvatten från samhällen ,2 Reningsverk ,5 Avlopp från enskilda hushåll ,9 Industrier ,8 Mjölkrum ,1 Totalt

26 Tabell 6. Bakgrundsbelastning och antropogen (av människan förorsakad) belastning på olika havsbassänger. Punktkällorna inbegriper mjölkrum, enskilda avlopp, reningsverk och industrier (Brandt & Ejhed, 2003) Havsbassäng Bak- Åker- Kal- Dag- Punkt- Antro- Antrogrunds- mark hyggen vatten källor pogen pogen belast- och från sam- belast- belastning beten hällen ning ning (ton år -1 ) (ton år -1 ) (ton år -1 ) (ton år -1 ) (ton år -1 ) (ton år -1 ) (%) Bottenviken < Bottenhavet Egentliga Östersjön < Öresund < Kattegatt < Skagerak < Sverige totalt

27 3 Fosforförlusternas storlek Allmänt om kvantifiering av fosforförluster Hittills i rapporten har endast koncentrationer i vattnet redovisats, inte transporterade mängder. I miljösammanhang är det viktigt att kvantifiera hur stor den sammanlagda belastningen av fosforn är på ett vattendrag, en sjö eller en havsbassäng. Samtidigt vill man också göra en källfördelning som kvantifierar andelen av olika bidrag. Man vill då också relatera förlusterna till någon form av bakgrundsbelastning för att se hur mycket av förlusterna som beror på de mänskliga aktiviteterna; det antropogena bidraget. För jordbruksmarkens del innebär den antropogena påverkan att man odlar marken och tar ut skördar. Ett allmänt mätproblem är att fosfortransporten med vatten inte bara varierar rumsligt utan också tidsmässigt. Detta gör att det är nödvändigt med flödesstyrd provtagning (se Bilaga 1). Ofta har detta inte skett och mycket som publicerats får ses som minimumsiffror. Den hittills noggrannaste källfördelningen av fosfor från Sverige till haven har beräknats för år 1999 (Brandt & Ejhed, 2003). Man beräknade då bruttotransporten av fosfor till haven utan hänsyn till eventuell kvarhållning (retention) i vattendrag och sjöar. Fosfortransporten från åkermark är baserade på en uppskalning av regressionssamband från 16 svenska fält (Ulén et al., 2001). Eftersom skogsarealerna är så stora beräknades det totala bidraget härifrån som stort (Tabell 5). Livsmedelsproduktionen och dess följder (åkermark, reningsverk och enskilda avlopp) beräknades dock svara för en ännu större andel. Storleken på det beräknade antropogena bidraget beror på vilken bakgrundsbelastning man relaterar den till. I Brandt & Ejhed (2003) har man för åkermarken använt sig av värden baserat på fosforförluster från skogsmark. Detta betyder låga bakgrundsvärden och det mänskliga bidraget har därför rimligen överskattats i tabell Avlopp från enskilda hushåll Den fosfor som finns i ett hushållsspillvatten härrör i huvudsak från urin, fekalier och fosfatbaserade tvättmedel. Förbrukningen av fosfater med rengöringsmedel har minskat kraftigt under de senaste 15 åren, men användningen är på uppgång igen eftersom ersättningsmedlen inte uppfyllt förväntningarna. Dessutom uppstår problem i reningsverken eftersom de är byggda för fosforfällningar. Rekommendationerna har mer övergått till att använda fosforhaltiga tvättmedel i hushåll anslutna till avloppsreningsverk men att inte använda sådana tvättmedel på landsbygden där man inte är ansluten till avloppsreningsverk. Vid beräkning av bruttobidraget av fosfor används ofta schablonvärdet 1.5 g P/pers. * dygn som bidraget från människans fekalier och urin och ytterligare 0.6 g P/pers. * dygn från bad-, dusch- och tvättvatten (Naturvårdverket, 1995). I slamavskiljare är fosforreduktionen max. 10 %, men med stor variation från dag till dag beroende på aktiviteter i hushållet (Stuanes & Nilsson, 1985). För att beräkna fosforreduktionen i enskilda avloppsanläggningarna används siffror som bygger på ett fåtal undersökningar. För mark- 26

28 bäddar anger Naturvårdverket en fosforreduktion på % men hur lång livslängden kan vara är inte utrett. För infiltrationsanläggningar anges en reduktion på %, en siffra som kan ifrågasättas (Fredriksson, 1994). Beräkningarna av de enskilda avloppens bidrag till fosfortransporten är mycket osäkra. Framför allt är retentionen mellan anläggningen till det aktuella vattendraget helt okänd. Ibland har man försökt att väga in detta genom att beräkna avståndet från varje anläggning draget och anta en reduktion i proportion härtill. Eftersom avloppsdikena kan bli mättade med fosfor så småningom är fosforreduktionen inte permanent. I en utredning om alternativa enskilda avloppsanläggningar (Hellström et al., 2003) uppmättes fosforhalterna i avloppsvattnet före slamavskiljare från 10 anläggningar vara 6 mg/l TotP och 4,9 mg/l PO4P i genomsnitt. I utvärderingen av 15 anläggningar som är alternativ till de markbäddar och infiltrationsanläggningar som används idag, klarade samtliga anläggningar kravet på 90-procentig fosforreduktion. Speciellt bra fungerade de anläggningar som använde kemisk fällning, men även de som utgjorde små biologiska minireningsverk reducerade P tillfredsställande. Fosfathalterna i det utgående vattnet varierade mellan 0,04 och 9,2 mg/l och reduktionen motsvarade mer än 90% av fosforn. 3.2 Bakgrundsnivåer Fosfor via nederbörden Det finns stora osäkerheter vid bestämning av fosfornedfallet via nederbörden. Mätningar med s.k. bulkinsamling på öppna fält är osäkra och variationerna i fosforhalten har en ganska lokal karaktär (Knulst, 2001). Den totala atmosfärsdepositionen i Skandinavien är vanligen 0,04-0,07 kg/ha * år (Persson & Broberg, 1985). Andelen organisk fosfor uppskattas vara ungefär hälften. Fosforkoncentrationen i nederbörden som når jordbruksmarken kan öka betydligt genom läckage från grödans ovanjordiska växtmaterial till nederbördsvattnet (Stinner et al., 1984). Kunskapen om detta är mycket dålig. I skogsmark anges fosforhalten öka 2,4 ggr när nederbörden passerar genom trädkronorna (Persson & Broberg, 1985). De anger en bakrundsdeposition av 0,1-0,2 kg/ha * år. Fosfor från skog Fosforförluster från skogsmark är rimligen för låga för att utgöra bakgrundsförluster för åkermark. I åtminstone en svensk studie har jordbruksmark visat sig vittra betydligt mer än närliggande skogsmark (Ulén & Snäll, 1998). Kvoten fosfor/kisel i ett antal större vattendrag antyder att bakgrundshalten av fosfor från åker kan vara 2,5 ggr högre än från skog. Det antropogena bidraget från åker kan då beräknas till i genomsnitt drygt 0,2 kg P/ha * år (Ulén, 2003b). Fosfor från obrukad mark Dräneringsvatten av ogödslad gräsmark har på en lokal uppmätts ha en totalfosforkoncentration på knappt 0,05 mg/l (Ulén, 2005a) och bäckar från relativt ostörda avrinningsområden i Danmark på 0,05-0,06 (Larsen et al., 1999). Diatoméstudier i Mälaren som indikerar historiska fosforhalter (Bradshaw & Anderson, 2001) gav ungefär samma koncentrationer; 0,05-0,06 mg/l. Med en avrinning på 200 mm motsvarar detta 0,1-0,2 kg P/ha * år. Jordbruksmark i försök som varit ogödslade sedan 50-talet har visat på högre fosforför- 27