Fosfor från Jordbruksmark till Vatten -

Transkript

1 Fosfor från Jordbruksmark till Vatten - i ett nordiskt perspektiv Rapport MAT 21 nr 2/2007 Författare: Lars Bergström, Faruk Djodjic, Holger Kirchmann, Ingvar Nilsson, Barbro Ulén

2 Fosfor från Jordbruksmark till Vatten - tillstånd, flöden och motåtgärder i ett nordiskt perspektiv Lars Bergström a, Faruk Djodjic b, Holger Kirchmann a, Ingvar Nilsson a, Barbro Ulén a a Inst. för Markvetenskap, Sveriges lantbruksuniversitet, Box Uppsala b Inst. för Miljöanalys, Sveriges lantbruksuniversitet, Box Uppsala

3

4 Förord Östersjön lider av en oacceptabelt hög närsaltbelastning med åtföljande svåra utbrott av algblomning. De marina forskarna är till del oense om huruvida tillförseln av kväve eller fosfor styr denna eutrofiering. Under våren 2006 redovisade en internationellt sammansatt utvärderingsgrupp sin analys av frågan; Eutrophication of Swedish Seas, Report 5509, Stor enighet förelåg om att, vid sidan av pågående åtgärdsarbete för att reducera kvävetillförseln, måste även fosfortillförseln minska för att algblomningen skall kunna begränsas och då inte minst utbrotten av cyanobakterier. En stor del av fosforförseln till Östersjön har sitt ursprung i otillräckligt renat avloppsvatten från hushåll, industrier och andra punktkällor. Vid sidan om dessa källor bedöms läckande gödselstäder och det diffusa läckaget från jordbruksmark, med avrinning till Östersjön, bidra med lika mycket fosfor som alla övriga källor sammantaget. Under lång tid har forskningsinsatserna rörande kväveläckaget varit avsevärt mer omfattande än när det gäller jordbruksmarkens fosforomsättning, förluster och åtgärder. Faktum är att när det gäller fosfor saknar vi inte bara kunskap om nu tillämpade åtgärders effektivitet vi saknar dessutom avgörande kunskap om fosforförlusternas bakomliggande orsaker. Mot denna bakgrund har i olika sammanhang pekats på behovet av en samlad forskningssatsning med målet att ytterligare minska jordbrukets bidrag till såväl inlandsvattnens som Östersjöns eutrofiering. I föreliggande rapport redovisas nu gällande kunskapsläge utifrån forskning, och till del även praktiska erfarenheter, i de nordiska länderna med utblick mot jämförbara förhållanden i främst Nordamerika. Rapporten har sammanställts av professor Lars Bergström i samarbete med docent Barbro Ulén, professor Holger Kirchmann och professor Ingvar Nilsson vid Institutionen för markvetenskap, samt forskningsledare Faruk Djodjic vid Institutionen för miljöanalys. Samtliga är verksamma på SLU i Uppsala. Naturvårdsverket har varit uppdragsgivare och finansiär. Avdelningsdirektören Ingrid Rydberg vid myndighetens Naturresursavdelning har förmedlat uppdraget. Rune Andersson, Programchefen för syntesplattformen MAT 21 på SLU i Uppsala, har administrerat och koordinerat inom SLU. Uppsala den 15 december 2006 Rune Andersson Programchef MAT 21 Björn Risinger Direktör Naturresursavdelningen 3

5 4

6 Innehållsförteckning: Förord 3 Sammandrag 7 Inledning 8 Fosforförluster till vattendrag 9 Markens fosforbelastning och fosforstatus 9 Fosforförluster och fosforformer i vatten från åke 11 Hur hanteras fosforproblem i Sverige och andra länder? 12 Trender i jordbruksåar Trender i jordbruksåar Det nationella miljömålet 16 Agronomiska aspekter på fosfor 16 Former och mängder av fosfor i jordbruksmark 16 Fosfor i jordbruksgrödor 17 Mängder och halter i vete, vallgrödor, potatis och oljeväxter 17 Halter i skörderester 17 Gödsling med fosfor i jordbruket 18 Mineralgödselfosfor 18 Fosfor i stallgödsel 18 Hur reagerar fosfor från mineral- och stallgödsel i marken? 19 Fosforflöden i mark/växtsystemet 19 Nedfall 20 Utlakning 20 Ytavrinning 21 Fosforanalyser 21 Fosforfrigörelser i jord 21 Oorganisk fosfor i marklösningen 21 Löst organisk fosfor i marklösningen 21 Omsättning och utlakning av organiska fosforformer i jordbruksmark 22 Organisk och oorganisk fosfor 22 Vilka organiska fosforföreningar hittar man i marken och marklösningen? 23 Ulakning av organisk fosfor 23 Vad reglerar uppkomsten av löst organisk fosfor (DOP)? 24 Mekanismerna för utlakning av organisk fosfor 24 Bärarmodellen 24 I vilken utsträckning bestäms utlakningen av organisk fosfor av de ingående fosforföreningarnas egenskaper? 25 Hur stor andel av utlakad organisk fosfor utgörs av inositolfosfat och vilken är betydelsen av partikulär transport av organisk fosfor? 26 Motåtgärder för att minimera fosforförluster från jordbruket 26 Begränsning av fosforfrigörelsen 28 Placering av gödsel 28 Stallgödselspridning 29 Stallgödseltillsatser 30 5

7 Påverkan på fosfortransporten 30 Ytavrinning 30 Flöde genom större porer i marken 33 Flöde genom jordmaterialet 35 Åtgärder på gården 36 Fodertillsatser 36 Upprättande av fosforbalanser 37 Stallgödsellagring 38 Modeller och andra verktyg 39 Fosformodeller och verktyg använda i Sverige 40 Modellutveckling har inte hunnit i kapp befintlig kunskap och forskningsresultat 43 Anpassa beskrivningen av P former i marken till analysmetoder som används i Sverige 43 Fosforbindningskapacitet och frigörelse 43 Fysikalisk beskrivning av ytavrinning/erosion 43 Modellutveckling hämmas av otillräckliga och ej tillämpliga indata 44 Jordarter och jordartsbeskrivning 44 Dränering 44 Fosforstatus i marken 44 Sorptionsparametrar 44 Modellutveckling hämmas av otillräckliga/ej tillämpliga data för kalibrering och validering 44 Framtida forskningsbehov 45 Tillgänglighet och löslighet av fosfor i marken 45 Studier om organiska fosforföreningars tillgänglighet för transpor och nedbrytning 45 Laboratoriestudier av fysikaliska och kemiska processer 46 Fosforgödsling med slam 46 Lång- och kortsiktiga förändringar i biotillgänglighet och löslighet av fosfor i marken 46 Precisionsodling 46 Grödans betydelse som fosforfilter 47 Miljöövervakning av jordbruksmark 47 Transporten av fosfor från åkermark till vattendrag 47 Vattenflöden i marken och i landskapet 47 Klimatpåverkan 48 Enskilda avlopp och källfördelning 48 Åkerdiken 48 Fosforfällor 49 Kalkfilter 49 Sammanfattande synpunkter 50 Referenser 51 6

8 Sammandrag Fosforn förloras från åkermarken genom att den mobiliseras och transporteras iväg med avrinnande vatten. Det är stora skillnader i de mängder fosfor som förloras från åkermarken från olika europeiska länder eftersom det finns skillnader i jordar, markhydrologi och jordbruksproduktion. Det är också stora regionala skillnader i vilken form förlusterna sker. Löst fosfor kan utgöra 9-90% av totalfosforn i vattnet. Dräneringsförluster kan utgöra mellan 12-60% eller mer av fosfortransporten och erosionen mellan 40-90%. Långtidstransporter av totalfosfor i små jordbruksbäckar i Norden varierar vanligen mellan 0,1-4 kg ha -1 år -1, med de högsta förlusterna i Norge. Alla länder är inriktade på fosforbalanser och kontroll av fosfortillförseln till jorden från flytgödsel och mineralgödsel. I de nordiska länderna kombinerar man kontroll av källan med kontroll av transporten av fosforn från åkermarken. I Norge fokuserar man på minskad erosion. I de södra delarna av Sverige har fosforkoncentrationen haft en minskande trend under senare tid motsvarande nära 2% per år ( ). I Norge har man också observerat minskande trender i jordbruksbäckar. På Irland har längden på vattendrag som klassificerats som icke-förorenad ökat med totalt 3% från till och har därefter varit stabil. Det kan finnas flera faktorer och faktorskombinationer inblandade i dessa förbättringar. Något som kännetecknar fosforförluster från avrinningsområden är att 90% av förlusterna kan ske från 10% av arealen och under 1% av tiden, vilket starkt kommer att påverka motåtgärdsstrategier. Detta faktum gör att åtgärderna att minska förlusterna bör vara platsspecifika och fungera under de tidpunkter på året då fosforflödena är förhöjda. Fosforn kan transporteras bort i olika former från stora aggregat och organiska föreningar, ner till fina lerpartiklar och kolloider eller i helt löst form som ortofosfater. För dessa aspekter, liksom i frågan hur pass biotillgängliga de olika fraktionerna är, hänvisar vi till SNV Rapport I denna skrift görs en sammanställning av de faktorer som styr förluster av fosfor till yt- och grundvatten, både med avseende på oorganisk och organisk fosfor. Även agronomiska aspekter som påverkar fosforns uppträdande i mark-/växtsystemet behandlas. Processerna som styr fosforförlusterna styrs av såväl markkemiska, markfysikaliska och markhydrologiska förhållanden men genom odlingsåtgärder kan förlusterna minska. Detta gör att man måste ha ett brett tvärvetenskapligt perspektiv på denna fråga. Vi ser framför oss en rad odlingsåtgärder för minskade fosforförluster som bl.a. innebär att tillföra och binda fosforn i marken så att den tillgodogörs av grödan utan att mobiliseras och att underlätta en vattentransport i marken utan kanaliserade flöden. Dessutom presenterar vi verktyg och modeller för att uppskatta fosforförluster i olika skalor, samt hur de kan förbättras och därmed bli mer träffsäkra. Denna studie har begränsats till de diffusa fosforförlusterna från åkermarken innan de når recipienten. Det är vår uppfattning att det är så tidigt som möjligt, på åkermarken, som det är lättast att sätta in åtgärder som ger goda resultat. Det är inte bara bättre att stämma i bäcken än i ån utan också enklast att försöka undvika att fosforn mobiliseras från marken i så liten grad som möjligt. 7

9 Inledning I samtliga Nordeuropeiska länder beräknas jordbruket svara för det största bidraget av fosfor till inlandsvatten och kustvatten. Trots att bara 3% av den totala ytan är odlad i Norge (Tabell 1) kommer också här den mesta fosforn från jordbruket (Borgvang et al., 2002; Kollerud, 2005). Från södra Sverige har bruttobelastningen av fosfor från jordbruksmarken beräknats bidra med 40% av den totala belastningen till egentliga Östersjön (Brandt & Ejhed, 2003), ett bidrag som i allra högsta grad påverkar detta bräckta hav negativt (Boesch et al., 2005). I Storbritannien har man beräknat att omkring 50% av flodernas fosforbelastning kommer från jordbruket (DEFRA, 2004). Fosforutflödet från marken är komplext och svårförutsägbart. Man behöver veta den relativa betydelsen av de inblandade mekanismerna för att kunna välja lämpliga motåtgärder, eller åtminstone ha en konceptuell kännedom om dem. För att fokusera åtgärdsarbetet har man tagit fram ett s.k. riskindex för fosfor där varje enskilt fält bedöms (Djodjic & Bergström, 2005). Man kan ha som strategi att antingen minska problemen genom att kontrollera källorna till förlusterna eller också själva transporten. Man kan också kombinera de båda strategierna. Man har till exempel ofta försökt styra gödslingen så att den tillsatta fosforn motsvaras av vad som förs bort med skörden (kontroll av källan) eller man har fokuserat på att minska orsaken till erosionen eller på att anlägga kantzoner längs vattendrag (främst kontroll av transporten). Från delar av USA finns det exempel på strategier då man lagt vikten på endera av inriktningarna (Baker & Richards, 2002). Konceptet med ett riskindex för fosforförluster innebär dock en kombination av båda strategierna (Bechmann, 2005; Djodjic & Bergström, 2005). I Europa har många länder inriktat sig på att kontrollera källan till fosforförlusterna men man försöker också att i någon mån minska själva transporten. Förutom en allmän kännedom om fosformobilisering och transport är det viktigt att känna till hur lång tid det kan ta att få svar på den förda jordbruks- och miljöpolitiken genom att följa upp förhållandena i vattendragen. Information om trender i vattendragen, tillsammans med förändringar i jordbruket, gör det möjligt för myndigheter och politiker att ställa upp realistiska mål. Därför är det viktigt att följa upp åtgärder med att analysera vattenkvalitén både i små och stora vattendrag, och att inte bara nöja sig med en slutpunkt i ett avrinningsområde. Miljöövervakning av enskilda fält, delavrinningsområden, jordbruksbäckar och jordbruksåar är alla viktiga och de bör utvärderas statistiskt, med modeller och trendberäkningar. Sådana beräkningar måste ta hänsyn till fosforbidraget från enskilda avlopp. Spridd bebyggelse är en del av jordbrukslandskapet. Utsläppen från enskild bebyggelse påverkar fortfarande fosforkoncentrationerna i vattendragen i allra högsta grad, åtminstone under sommaren. 8

10 Fosforförluster till vattendrag Markens fosforbelastning och fosforstatus Från början av 1950-talet och fram till mitten av 70-talet spreds stora mängder med mineralgödsel på den odlade jorden för att öka skördarna. Dessutom förekom det relativt ofta att marken fick stallgödsel utan att man tog hänsyn till dess värde som fosforgödsel. Efter 1975 minskade mineralgödslingen snabbt i Sverige. Under senare år har också stallgödslingen minskat i och med den minskande djurhållningen. Den totala gödslingen med fosfor är nu nere i samma nivå som för hundra år sedan. I nästan alla länder förekommer det produktionsområden med intensiv djurhållning. I Sverige finns dessa bl.a. i sydvästra Blekinge, i sydvästra Halland och i vissa delar av Småland. Den nuvarande fosforgödslingen i Sverige generar ett överskott på i genomsnitt 2 kg P ha -1. Värdet är högre i de djurintensiva områdena, men i spannmålsområdena utan djur ligger man ofta på minus. Nettoackumuleringen är dock liten i förhållande till andra Rönneå i Skåne (foto: Barbro Ulén) 9

11 Tabell 1. Andel jordbruksmark i proportion till landets yta (%), tillskottet (medelvärde av fosfor (P) till jordbruksmark i form av stallgödsel, mineralgödsel, avloppsslam och atmosfäriskt nedfall, genomsnittlig markbalans för all åkermark och i områden med intensiv djurhållning (ID-områden) under de senaste åren, fosforförlust, årligt klimat, antal dagar med snötäcke, och typisk avrinning i Sverige och fyra andra länder. Land Sverige Norge Storbritannien Irländska Rep. Tyskland Jordbruksareal Total jordbruksareal (%) Plöjd jordbruksareal (%) Markbalanser och koncentrationer Stallgödsel (kg P ha -1 år -1 ) a 13 Mineralgödsel (kg P ha -1 år -1 ) Avloppsslam (kg P ha -1 år -1 ) 0,2 1,2 b 0,4 0,4 1,7 Atmosfäriskt nedfall (kg P ha -1 år -1 ) 0,3 0,3 0,3 0,5 <1 Summa tillförsel (kg P ha -1 år -1 ) Balans åkermark (kg P ha -1 år -1 ) Balans åkermark P ID-områden (kg max+35 c P ha -1 år -1 ) Konc. i matjorden ( x mg P kg -1 eller mg P L -1 ) 106 PAL x 105 P- AL x 25 Olsen- P x 8 Morgan P (CAL- DL-P) Fosforförluster Total förlust till vatten från 0,4 0,4-3,8 0,5 0,5 1,0 jordbruksmark eller jordbrukslandskap (kg P ha -1 år -1 ) Proportion löst fosfor d i vattnet (%) g - Klimat/region Stockholm Oslo SO England SO Irland Tyskland Hardiness zone (skala 1-11) Antal dagar med snötäcke (%) Avrinning från jordbruksmark (mm år -1 ) c 299 a 35% av producerad stallgödsel lagras och sprids, resten härrör från betande djur b Antar 3% fosfor i slammet c Maximum tolererad nivå d Filtrerat genom ett 0,45 m filter europeiska länder (Tabell 1) där man visserligen minskat på ackumuleringen men ändå fortfarande bygger på fosforlagret i marken med i storleksordningen 4-8 kg P ha - 1 år -1. I områden med intensiv djurhållning är uppbyggnaden fortfarande mycket hög i 10

12 övriga länder, minst 20 kg P ha -1 år -1. I England har uppbyggnaden minskat men detta är ett resultat av att man ökat skördarna, medan gödslingen förblivit konstant (Withers et al., 2001). På Irland, och i Holland och Tyskland minskar man den faktiska gödslingen baserat på jordanalyser. Man tar stöd av Nitratdirektivet i detta arbete. I Sverige används en agronomisk jordanalys för att bestämma koncentrationen av den lösta fosforn i marken baserat på extraktion med surt ammonium laktat (P-AL) enligt Egnér et al. (1960). Denna metod är anpassad till de relativt sura Skandinaviska jordarna och ger generellt högre värden än andra extraktionsmetoder som används i Europa (Neyroud & Lischer, 2003). Detta beror på att kalciumbunden fosfor löses upp från jordar med mycket kalk. Medelvärdet för P-AL i Sverige är (10,6 mg P per 100 g jord) (Eriksson et al., 1997) vilket motsvarar näst högsta klass (4) av 5, som används för att kategorisera tillgänglig fosfor i mark. Medelvärdet är praktisk taget lika som i Norge där fosfortalet ökat något under senare år till följd av uppgödslingen. På Irland har resultatet från motsvarande jordanalys (Mogans) varit ganska konstant under de senaste 10 åren, trots att man ansträngt sig för att minska gödslingen. Fosforförluster och fosforformer i vatten från åker Medelvärdet för förlusterna för totalfosfor från långtidsstudier av dränerade observationsfält ( ) i Sverige är 0,4 kg ha -1 år -1, och i genomsnitt är 45 % i löst reaktiv form (Johansson & Gustafson, 2005). Variationen är dock mycket stor (0,03-1,5 kg ha -1 år -1 ), liksom andelen löst reaktiv fosfor (20-85 %). Fosfortransporten i bäckar varierar mellan 0,1-0,8 kg ha -1 år -1. Höga koncentrationer av löst reaktiv fosfor kan, som tidigare nämnts, bero på enskilda avlopp, vilket brukar vara tydligt på sommaren. Höga koncentrationer av löst fosfor kan också vara resultatet av desorption av fosfor från jorden vid snösmältning och i samband med kraftiga regn. Ytterliggare en källa är fosfor från själva växtmaterialet speciellt om växtcellerna skadats efter t.ex. frysning. Av totalfosforn från enskilda fält är % i löst reaktiv form i Sverige (Johansson & Gustafson, 2005). Den stora variationen indikerar att i några delar av landet medför jorderosionen ett stort tillskott, medan det i andra delar av landet är läckaget av löst reaktiv fosfor som är huvudproblemet. Jordprofiler med mjäla och lera har i allmänhet en hög risk för erosion (Ulén & Jakobsson, 2005). Många svenska mjäla- och lerjordar är dränerade vilket möjliggör en god jordbruksproduktion. Dräneringssystemet kan vara en fördel om man vill uppnå ett litet fosforläckage eftersom det bidrar till en jämnare och bättre infiltration. Å andra sidan innebär det att vattnet kan rinna direkt till vattendragen. I situationer med höga koncentrationer i det avrinnande vattnet kan dräneringssystemet därför bidra effektivt till att höga halter suspenderat material och partikulär fosfor förs till recipienten (Gelbrecht et al., 2005). I Norge har man uppskattat att dräneringsförlusterna bidrar till % av den totala fosforförlusten (Lundekvam, 1997; Øygarden, 2000; Bechmann, 2005). Variationen i Sverige torde vara minst lika stor. Utpräglade mjälajordar finns i Dalarna och längs Norrlands älvdalar. Lerjordarna är framför allt koncentrerade till Mälarregionen och ostkusten vid Östergötland. Mjäla- och lerjordarna är vanligen dränerade och förluster av partikelbunden fosfor sker via dräneringsledningarna. Lerpartiklarna är delvis i mycket finkolloidal form och denna fosfor kan därför transporteras mycket långt (Ulén, 2004). I några områden med mjäla och lerjord har alven mycket låg infiltrationskapacitet och partiklarna kan transporteras horisontellt ovanpå markytan eller ovan en tät plogsula (Lundekvam & Skøien, 1998). 11

13 Tabell 2. Metoder för att minska fosforförlusterna på gårdsnivå i Sverige och i fyra andra europeiska länder (LU = Large animal Unit ). Land Sverige Norge England Irland Tyskland 1-15/11- Åtgärder för att minska källbidraget Max P baserat på djurtäthet (P kg < 22 < 35 ca. 30 a b ha -1 ) Förbjuden stallgödsling 1/1-15/2 c 1/11-15/2 1/9-1/11 15/10-15/11 d 31/1 Flytgödsel ska brukas ner inom < 4 tim e < 18 tim < 6 tim omedelbart Gödslingsplaner baserat på P test av jord P test av jord P test av jord P test av jord P test av jord Bidrag till åtgärder för att minska fosfortransporten Minskad höstplöjning X f X g X c Kantzoner/bevuxen träda längs X X X c X vattendrag Anlagda våtmarker X X X c Träda och för Sverige fånggröda h X X X c X Gräs på vattenvägar i fälten X X c a Ansöker om att höja nivån till motsvarande ca. 40 kg P ha -1 b Olika restriktioner i olika regioner c Gäller känsliga områden d Endast i nitratkänsliga områden e Gäller Skåne, Halland och Blekinge f Enbart i Sydsverige och för att minska kväveläckaget g Bidrag i relation till erosionsrisken h Bidrag för trädan ges genom gårdsstödet, bidrag för fånggrödan ges i Sydsverige Hur hanteras fosforproblemen i Sverige och andra länder? Som ett sätt att minska fosforkällan och förbättra fosforbalansen i Sverige används reglerna för djurtätheten och man utnyttjar agronomiska test av matjorden (P-ALtalet). I Nederländerna har motsvarande jordtest utökats till att mäta graden av fosformättnad i jordeextrakt. Det finns dock flera problem med att använda olika typer av jordtester. De tar inte hänsyn till sättet som gödseln sprids på, inte heller till transportprocesser som förbinder fältet med ytvattnet eller till närheten och känsligheten hos recipienten. Tillförsel av flytgödsel är vanligen reglerad med lagar där tidpunkten för tillåten spridning anges (Tabell 2). Vanligen måste gödseln dessutom brukas ner inom några timmar. I Sverige är lagarna strängare i de södra kustnära områdena och tar därför i viss mån hänsyn till Östersjön som recipient. Reglerna tar däremot inte hänsyn till den faktiska typen av jord, fastän det är känt att olika jordartsklasser har olika markhydrologiska egenskaper och påverkar relationen löst/bunden fosfor Däremot tar man hänsyn till den aktuella typen av jord i rådgivningen. Vårplöjning av vissa lerjordar rekommenderas t.ex. inte eftersom jordpackning kan förstöra dem. 12

14 I Norge är åtgärderna förhållandevis omfattande och beror på de allmänt höga fosforförlusterna betingade av det humida klimatet och jordarnas egenskaper. Mycket fokus ligger på kontroll av erosionen trots att fosforn bunden till partikulärt material bara är tillgänglig för vattenlevande alger i begränsad omfattning, åtminstone direkt (Ekholm & Krogerus, 2003). Man har i Norge gett bidrag för att minska erosionen i relation till risken som beräknats med en erosionsmodell (Lundekvam et al., 2003), men även lagstiftningen för gödsling har fungerat bra. Bidragen för fånggröda och kantzoner har varit generösare i Norge än i Sverige (Ulén & Kalisky, 2005), medan reglerna för djurtäthet är något mildare. Finland har liknade bidrag som Sverige men man ger också bidrag för ytkantzoner med kalksand och för kontrollerad dränering. Tidigare har man också gynnat kalkfilterdiken. En mer detaljerad genomgång av motåtgärder som kan tillämpas för att minska fosforförluster från jordbruket presenteras i senare avsnitt. Trender i jordbruksåar Under perioden kunde man beräkna frekventa, minskande och statistiskt säkra koncentrationer av partikulär fosfor i jordbruksåar i södra Sverige (Ulén & Fölster, 2006). I ett par fall minskade också den lösta reaktiva fosforn. I de delar av Mellansverige där vattnet rinner till den egentliga Östersjön kunde däremot inga sådana förbättringar beräknas. Totalfosforhalter och förhållandena i två åar i vars avrinningsområden jordbruket har olika inriktning visas i Figur 1. Koncentrationen totalfosfor var högre i Råån med en högre andel jordbruksmark (74%) jämfört med 41% för Smedjeåns avrinningsområde. Båda åarna hade statistiskt säkra minskningar av halten övrig fosfor. För Råån var minskningen av löst reaktiv fosfor också signifikant. Denna minskning inträffade framför allt under perioder med lågt flöde 13

15 och kan antas bero på förbättrade enskilda avlopp. Andelen träda var liten i Smedjeåns avrinningsområde men ökade under senare delen av 1990-talet till nästan samma andel som i Rååns avrinningsområde. För stora delar av södra Sverige blev odling av fånggröda mycket populärt efter år Därför har under senare år 15-20% av jordbruksmarken som tidigare plöjdes under hösten nu varit bevuxen med gräs. Antalet både betande och icke-betande djur har minskat allmänt och för Smedjeåns avrinningsområde har djurtätheten minskat från 1,1 till 0,76 djurenheter per hektar under perioden Den samtidiga minskande belastningen av fosfor till jorden tillsammans med minskat antal betesdjur kan ha bidragit till minskande koncentrationer partikulär fosfor i åarna som beräknades som statistiskt säkra. Det var i fem av de tolv undersökta åarna som minskningen av fraktionen med partikelbunden fosfor var statistiskt säkerställd. Minskat antal djur var också sannolikt anledningen till minskad fosforkoncentration från ett litet jordbruksområde i södra Sverige (Ulén et al., 2004). Under senare år har det blivit populärt med 6 m breda, gräsbevuxna kantzonerna längs vattendragen. Längs Smedjeån motsvarar längden med kantzoner 11% av den total sträckan längs med jordbruksmark, och för Råån är täckningen mer än 80%. Kantzonerna längs det senare vattendraget anlades långt innan man fick bidrag för dem. Dessutom är detta vattendrag känt för att ha ett bra samarbete mellan lantbrukare, fiskeorganisation och myndigheter, faktorer som är svåra att kvantifiera men som antagligen är av mycket stor betydelse för förbättringarna av ån. Åtgärder för att minska fosforförlusterna har varit lyckosamma i Norge där koncentrationen av totalfosfor minskat i tre små jordbruksområden (Bechmann & Stålnacke, 2005). Resultaten från den statistiska analysen antyder att bidrag och åtgärder kan minska koncentrationen i förorenade jordbruksområden, men att minskningen var liten i förhållande till variationen mellan områdena. I områden som dominerades av spannmålsproduktion och hade mycket erosion, minskade koncentrationerna av suspenderat material och totalfosfor signifikant, vilket antagligen främst berodde på minskad höstplöjning. I områden med hög djurtäthet minskade fosforkoncentrationen till följd av förbättrad gödslingsstrategi. De flesta förändringarna av jordbruksåtgärderna skedde under senare delen av 80-talet och i början av 90-talet. I ett kortare tidsperspektiv ( ) har man däremot inte kunnat upptäcka några trender i vattendragen i Norge (Vandsemb et al., 2003). På Irland har längden på vattendrag som klassificerats som icke-förorenad ökat med totalt 3% från 1995/97 till 1998/00 och har därefter varit stabil (McGarrigle et al., 2002). Trender i jordbruksåar Trender har också beräknats för ett par jordbruksåar i Mälarregionen (Ulén, 2005a). I detta område dominerar dränerade lerjordar och det rinner ofta vatten i dräneringssystemen, även i januari. Avloppsvattnet från tätorterna i området har renats effektivt under hela perioden, men avloppssystemen från spridd bebyggelse har hela tiden varit i dåligt skick. Mineralgödslingen med fosfor minskade snabbt efter 1975 och framåt, och därför ökade inte markförråden alls på samma sätt som i många andra länder. Förutom jordbruket kan en annan antropogen faktor påverka de diffusa fosforförlusterna nämligen växthuseffekten. Denna kan öka frekvensen av extrema vädersituationer som är viktiga för erosionen. Som ett resultat av klimatförändringen 14

16 Råån Smedjeån TotP (mg l -1 ) År TotP (mg l -1 ) År Träda + fånggröda (%) År Träda +fånggröda (%) År LD (LIU ha -1 ) År LD (LIU ha -1 ) År Fig. 1. Uppmätta (icke flödeskorrigerade) koncentrationer av totalfosfor (Tot-P) (mg L -1 ) för två jordbruksåar, andel åkermark med träda (%) och efter år 2000 inklusive fånggröda, djurtäthet (LD) som antalet djurenheter per hektar jordbruksmark (LU ha - 1 ) då en ko motsvarar 2 ungdjur, 4 kalvar, 3 suggor, 10 slaktsvin, 10 får eller 1000 höns. kan marken komma att exponeras allt mer för upprepad frysning och tining under vintersäsongen. Långtidstrender i vinterklimatet har beräknats under perioden för en väderstation i Mälardalen (Ulén, 2005a). Antalet tillfällen med intensiv nederbörd under vintern ökade signifikant liksom antalet snösmältningstillfällen. I två närliggande jordbruksåar tycks erosionen ha ökat eftersom koncentrationen suspenderat material ökade med 19 resp. 25%. Koncentrationen av totalfosfor ökade 15

17 samtidigt med 10 resp. 20% under de 29 åren. Det senare motsvarar +0,4 resp. +0,7% per år. I området i fråga har man sedan länge ofta kombisått fosforgödseln på våren. Förändrad gödsling bör vara orsaken till färre tillfällen med höga koncentrationer av löst reaktiv fosfor. Å andra sidan kan upprepade frysnings-/tiningseffekter ha medfört att fosforförlusterna via dräneringsledningarna ökat. På så sätt kan långsamma klimatförändringar motverka minskande fosforförluster från jordbruksmark. Det nationella miljömålet Miljömålen för fosfor anges ofta i relativa termer, dels för att man har en osäker grund för beräkningar tidigare år, dels för att man inte vet bakgrundsnivån, d.v.s. fosforförlusterna som blir resultatet om man slutade att odla marken. Inte heller vet man hur mycket fosforförlusterna skulle kunna minska med all tillgänglig teknik eller hur snabbt detta skulle kunna ske. Det nationella miljömålet ingen övergödning anbefaller att fosforavrinningen till Östersjön ska minska med 20% år 2010 i jämförelse med 1995 års nivå (Regeringen, 2004). Eftersom mycket fosfor kommer från jordbruksmark faller en del av ansvaret på jordbruket. Mot bakgrunden av de uppmätta trenderna under 15 år verkar målet realistiskt i södra Sverige men kan knappast nås i Mellansverige där en del av förbättringarna kan överskuggas av klimatförändringarna. Efter denna översiktliga bakgrundsbeskrivning av läget i ett antal länder, görs i den följande framställningen en sammanställning av de faktorer som styr förluster av fosfor till yt- och grundvatten, både med avseende på oorganisk och organisk fosfor. Agronomiska aspekter som påverkar fosforns uppträdande i mark-/växtsystemet behandlas, liksom vilka motåtgärder som idag kan sättas in för att minska jordbrukets fosforförluster. En sammanställning presenteras av de verktyg och modeller som finns för att uppskatta fosforförluster i olika skalor, samt hur de kan förbättras och därmed bli mer träffsäkra. Slutligen presenteras en översikt av angelägna forskningsbehov med avseende på ett effektivare framtida fosforutnyttjande i jordbruket. Det som presenteras är med få undantag inriktade på diffusa fosforförluster från åkermarken innan de når recipienten. Agronomiska aspekter på fosfor Former och mängder av fosfor i jordbruksmark Åkermarkens totala fosforinnehåll kan variera mellan 200 och 800 mg P kg -1 jord, vilket motsvarar mellan 900 och 3600 kg P per hektar matjord. Fosforkoncentrationen ökar med lerhalten och halten organiskt material. Nästan all fosfor föreligger dock i bunden form och totalhalten i marklösningen utgör 0,1-1 mg L -1, vilket motsvarar några enstaka kg fosfor per hektar. Oberoende av om det rör sig om organiskt eller oorganiskt bunden fosfor, föreligger fosfor som fosfatjoner (H 2 PO 4 - och HPO 4 2- ). Anjonen har en kraftig affinitet till katjoner såsom Fe 3+, Al 3+ och Ca 2+ och olika bindningsformer med dessa katjoner bildar tillsammans markens förråd av oorganisk fosfor, vilket poängteras på flera ställen i denna skrift. Både adsorption av fosfor på markpartiklar och utfällningen av 16

18 fosfor sker med järn, aluminium eller kalcium som katjon. Det är svårt att skilja mellan adsorberat och utfällt fosfat eftersom stabiliteten är likartad och båda bindningsformerna ger upphov till liknande jämviktskoncentrationer i lösningen. Vad gäller förekomst av organiskt bunden fosfor i marken, som utgör en stor del av markens totala fosforinnehåll (25-65%; Scheffer & Schachtschabel, 2002), hänvisas till nedanstående framställning om Utlakning och omsättning av organiska fosforformer i jordbruksmark. Markens mikroorganismer innerhåller ca. 30 till 120 kg P ha -1 (Brookes et al., 1982). Eftersom denna fraktion omsätts snabbare än övriga fosforformer kan mikrobiellt bunden fosfor vara en viktig växtnäringskälla. Anaeroba betingelser i marken gör att fosfor, som är bunden till trevärt järn, frigörs som fosfat vid tillgång till organiskt material, varvid järnet reduceras till tvåvärda former. Reaktionen spelar en viktig roll i för sedimentbottnarna i eutrofierade sjöar och hav, samt vid risodlingen eftersom betydande mängder fosfat kan komma i lösning. Fosforns olika former i marken illustreras i Figur 2. Fosfor i jordbruksgrödor Mängder och halter i vete, vallgrödor, potatis och oljeväxter En omfattande översikt över fosforhalter och fosforupptag i olika grödor har sammanställts av Johnston (2005), och för Sverige SNV (Rapport 5062). Nedanstående uppgifter är delvis hämtade från Johnstons artikel samt från Svanberg (1971). Upptaget av fosfor i 5 ton vetekärnor är omkring 20 kg P med ett medelvärde av 3,6 kg P per ton vete. Fosforkoncentrationer i spannmål varierar mellan 0,2 till 0,4% av torrsubstansen (ts). Halter lägre än 0,3% P av torrsubstansen indikerar fosforbrist. Vad gäller vall - lika mycket fosfor tas normalt upp av gräs- och gräs/klövervall så varierar upptaget mellan 3,5 4,0 kg P per ton torrsubstans. Med en torrsubstansskörd över 10 ton, kan bortförseln av fosfor sålunda bli ungefär 40 kg per hektar. Variationen i fosforhalt i fodret är dock stor och kan variera mellan 0,18 till 0,50% P av torrsubstansen. Den lägsta kritiska koncentrationen för optimal tillväxt är 0,3%, vilket är detsamma som för spannmål. Halter mellan 0,36 och 0,4% P i foder anses vara fullt tillräckliga för idisslare (Satter et al., 2005). Även för grisar och fjäderfä kan fosforhalten i fodret hållas omkring 0,4% om fytaser (se nedan) sätts till fodret (Cromwell, 2005; Patterson et al., 2005). Vad gäller potatis, så kan skörden variera mellan ton färskvikt per hektar. Potatisknölar tar up ca 0,44 kg P per ton färskvikt och det totala upptaget kan variera mellan 15 och 22 kg P beroende på skördenivån. Fosforhalterna i potatisknölarna är därmed omkring 0,045% av färskvikten. En höstoljeväxt innehåller i regel 6 kg P per ton frö. Det totala upptaget av fosfor i den ovanjordiska biomassadelen (frön och halm) kan vara 45 kg P vid en skörd av 3,5 ton frön. Våroljeväxter, som producerar en något lägre skörd, innehåller mellan 6 och 8 kg P per ton frö. Halter i skörderester Rapshalmen innehåller mellan 10 och 12 kg P per ton skördevikt (16% vattenhalt). Upptaget av fosfor i spannmålshalmen är mycket lägre och motsvarar ungefär 0,4 kg P per ton. Halterna kan variera mellan 0,03 och 0,15% i halmen. Fosforgödslingen eller fosfortillgången i marken har en påtaglig effekt på fosforhalten i halmen. 17

19 Växtupptag P mineraler Apatit (Ca-P) Strengit, vivianit (Fe-P) Variscit (Al-P) Oorganiskt bunden P Adsorberad P Ca-, Fe-, Al utfälld P Marklösningen Organisk P Humus P Inositol P Mikrobiell P Utlakning Fig. 2. Fosforformer i marken och kopplingen till marklösningen. Beträffande potatis är blastens fosforinnehåll lika stor som knölarnas, d.v.s. 0,04% av färskvikten. Sammanfattningsvis kan man konstatera att bortförseln av fosfor med olika skördeprodukter varierar mellan 15 och 50 kg ha -1. Återförseln genom skördeprodukter är som lägst några kilon upp till 10 kg ton -1 för rapshalm. Återföringen av fosfor med skörderester kan alltså vara betydande. Eftersom utlakningen av fosfor har blivit en central fråga, bör det vara av intresse att ha kunskap om och kontroll över fosforhalter i skörderester, som återförs till marken. Gödsling med fosfor i jordbruket Mineralgödselfosfor Användningen av handelsgödselfosfor (superfosfat och trippelsuperfosfat) har minskat betydigt de senaste 15 åren och genomsnittsgivorna i Sverige har varit nära 7 kg P ha -1 år -1 under 90-talet i Sverige, vilket är lägre än återförseln av fosfor med stallgödsel (ca 9 kg P ha -1 och år -1 )(Kirchmann, 1998). Användningen av mineralgödsel-p per hektar har ytterligare minskat något de senaste åren (se Tabell 1). Anledningen är att många jordbruksjordar tidigare har uppgödslats till höga P-AL tal (klass IV och V) och att högre P-AL tal än 8-10 mg P 100 g -1 jord (klass IV) inte ger någon skörderespons. Fosfor i stallgödsel Vad gäller stallgödsel, föreligger fosforn både i organiska och oorganiska former. Vad gäller flytgödsel finns det flera entydiga analyser som visar att fosforn finns huvudsakligen i oorganiska former (Peperzak et al., 1959; Fordham & Schwertmann, 1977; Gerritse & Vriesema, 1984; Barnett, 1994). I såväl nöt-, gris- som hönsflytgödsel föreligger minst 90% som oorganisk fosfor och mindre än 10% som organiskt bunden fosfor. Vid en anaerob lagring, omvandlas nämligen organiskt 18

20 bunden fosfor till oorganiska former. Vad gäller de oorganiska formerna har det visat att det rör sig delvis om löst fosfat men att huvuddelen av den oorganiska fosforn föreligger i fast fas i form av olika utfällda Ca/Mg-fosfater (Frossard et al., 2002; Sato et al., 2005). I fastgödsel kan andelen organisk fosfor vara något högre och ovanstående referenser visar att gris- och hönsgödsel innehåller 20% organiskt bunden fosfor medan nötfastgödsel kan innehålla 50% organisk fosfor. En undersökning av de organiska fosforformerna i stallgödsel visar att det är främst fytinsyra i grisgödsel, medan andra former (polyfosfater och andra typer av inositolfosfater än fytinsyra) dominerar i nötgödsel (He & Honeycutt, 2001). Stallgödselns fosforinnehåll kan därför betraktas som en komplex blandning av Ca/Mg-fosfater. Det är upplösningen av dessa i marken som styr deras tillgänglighet för växten. Hur reagerar fosfor från mineral- och stallgödsel i marken? Upplösningen av lättlösliga kalciumfosfater i marken, t.ex. gödselkorn av super- och trippelfosfat med 2-4 mm i diameter, medför mycket höga fosfatkoncentrationer i den närmaste omgivningen runt gödselkornet. Upp till 10 mm från gödselkornet är fosfatkoncentrationen högre än markens adsorptionskapacitet och i denna P-mättade zon fastläggs enbart några få procent av löst gödselfosfat. Det sker främst genom utfällningar i form av amorfa Fe- och Al-fosfater. Längre bort än 10 mm är fosfatkoncentrationen omättad och i denna omättade zon, upp till mm från gödselkornet, ökar betydelsen av sorptionen för fosforfastläggningen. I denna zon är växttillgängligheten av gödselfosfor som störst (Hedley & McLaughlin, 2005). Vad gäller upplösningen av stallgödselns Ca/Mg-fosfater är ph-värdet den viktigaste reglerande faktorn. Lägre ph värden medför ökad löslighet. En minskning av ph genom nitrifikation kan spela en viktig roll för fosforns tillgänglighet då mängden ammoniumjoner i anaerobt lagrad stall- och flytgödsel är betydande. I regel föreligger upp till 50% av totalkvävet som ammoniumkväve och dessutom mineraliseras organiskt kväve till ammoniumjoner. Löst oorganisk fosfor kan sedan reagera med markpartiklar på samma sätt som fosfatjoner från handelsgödsel. De kan bilda olösliga järn- och aluminiumföreningar, de kan bindas till organiskt material eller de kan tas upp av växter. Upptag av ammoniumjoner genom växter åtföljs av protonutsöndring, som också kan stimulera fosforupptaget i en försurad rotnära miljö (Hoffman et al., 1994). Fosforflöden i mark-/växtsystemet Fosforns omsättning i mark-/växtsystemet sker främst via lösta och fasta former. På senare tid diskuteras dock även betydelsen av den gasformiga P-föreningen fosfin (PH 3 ) i mark, luft och avfallsprodukter (Roels & Verstraete, 2001; Glindemann et al., 2005). Fosforhalterna i markvattnet är låga till mycket låga, vilket gör att kvantifieringen av flödena kräver en representativ och statistiskt förankrad provtagning. Fosforns frigörelse, liksom bindning, är dynamiska processer som påverkas av såväl åtgärder i jordbruket, liksom klimatrelaterade faktorer i samspel med olika jordtyper. En schematisk sammanställning av svenska medelvärden för olika fosforflöden i mark-/växtsystemet visas i Figur 3. 19

21 Gödsling 0-20 kg Skörd kg Skörderester 3-10 kg Nedfall 0,2-1,2 kg Ytavrinning 0,02-0,4 kg Utlakning 0,1-1,8 kg Fig. 3. Flöden av P per hektar till och från mark-/växtsystem i Sverige baserade på litteraturuppgifter. Nedfall Depositionen av fosfor har mätts på tre platser i Sverige mellan 1998 och Mängden totalfosfor i löst och fast form har varierat mellan 230 och 1160 g P ha -1 år -1 (IVL, 2001). I samma rapport nämns danska mätningar från Fyn som visar ett medelnedfall av 120 g P ha -1 år -1, varav hälften var organiskt bunden och hälften bestod av oorganisk fosfor. Utsläpp av fosfor till atmosfären sker genom förbränningsprocesser, samt naturliga källor såsom vulkaner, pollen och damm från vinderosion. Betydelsen av fosfordeposition för fosforflöden till olika ekosystem är oklar och flera frågetecken kvarstår. Oklarheterna beror huvudsakligen på att depositionen är svår att kvantifiera och att man lätt får problem med föroreningar (t.ex. fågelträck). Utlakning Utlakning av fosfor via dräneringsvatten har först under de senaste 10 åren fått samma uppmärksamhet som ytavrinning som en betydelsefull förlustväg. Fosforutlakning i storleksordningen 0,1 till 1,8 kg har uppmätts och ett medelvärde av 0,23 kg P ha -1 år - 1 har angivits av Löfgren & Olsson (1990) för Sveriges åkermark som helhet, vilket väl stämmer överens med de siffror som anges ovan. Ulén (2005b) visade att utlakningen är störst i de södra länen (0,60 kg P ha -1 år -1 ) och minst i de norra (0,14 kg P ha -1 år -1 ). Även om lösligheten av fosfor i marken ökar vid en större växttillgänglig pool (högre P koncentrationer i marklösningen; Göte Bertilsson, muntligt meddelande) så behöver läckaget inte öka då flera bindingsprocesser motverkar utlakningen. Detta återspeglar sig i de relativ små mängder, som lakas ut jämfört med andra makronäringsämnen. 20

22 Ytavrinning Vad gäller ytavrinning av fosfor från åkermarken, så finns det en tydlig klimatgradient med större ytavrinning i de norra länen och mycket mindre i de mellersta och södra länen. Ulén (2005b) anger en gradient från 0,37 till 0,024 kg P ha -1 år -1 från norr till söder. Orsaken är att snösmältningen i de norra länen oftare sker på frusen mark. Smältvatten flödar därmed från markytan till diken medan vattnet i de södra länen huvudsakligen infiltrerar i marken som i större utsträckning är ofrusen. Fosforanalyser Eftersom fosfor bildar stabila föreningar med flera katjoner och organiskt material (Chang & Jackson, 1956), har flera sekventiella fosforanalyser utvecklats för att kunna karaktärisera markens olika P-former och för att bestämma fosforfrigörelsen. För jordbruksmark har en fraktioneringsmetod av Hedley et al. (1982) använts och för sediment en metod av Ruttenberg (1992). Dessa metoder har senare modifierats och förbättrats (e.g. Tiessen & Moir, 1993). Även analyser för bestämning av enbart organiska P-former i marken har utvecklats (se Kuo, 1996). Fosforfrigörelse i jord För att kvantifiera den växttillgängliga delen av fosfor i marken har ett antal olika extraktionsmetoder använts, t.ex. P-AL och P-HCl i Sverige, Olson-P i England, Bray-P och Mehlich II eller III i USA. Det är erfarenheten kring de olika metoderna som är det viktigaste, ingen metod i sig är självklart bättre eller sämre än någon annan. Oorganisk fosfor i marklösningen Svårigheterna att tolka betydelsen av olika fosforfraktioner har ibland haft till konsekvens att man enbart analyserar vattenlöslig fosfor och utesluter övriga fosforfraktioner. För en bedömning av utlakningspotentialen för fosfor i en jord, har halten vattenlöslig fosfor bestämts med hjälp av extraktion med 0.01 M CaCl 2 (Sims et al., 2000; Higgs et al., 2000; Börling et al., 2004; Djodjic et al., 2005). Vattenlöslig fosfor är uppdelad i olika former: löst total P ( Total Dissolved P = TDP) efter filtrering genom ett 0.45 m membranfilter; löst reaktiv P ( Dissolved Reactive P = DRP)(Ohno & Zibilski, 1991; van Veldhoven & Mannaert, 1987) och löst icke reaktiv P ( Dissolved Unreactive P = DUP), som erhålles genom differensen. Den reaktiva lösta fosforfraktionen består av oorganiskt fosfat medan den icke reaktiva delen kan bestå av organisk fosfor och oorganiska polymera former. Löst organisk fosfor i marklösningen Löst organisk fosfor kan utgöra en betydande del av den totalt lösta fosforn som lakas ut från en jord, speciellt från gräsmark. Organisk fosfor kan omvandlas till oorganiskt fosfat genom enzymatiska reaktioner eller tas upp av mikroorganismer direkt. Genom 31 P kärnmagnetisk resonans (NMR)(Gurpal et al., 2003) har olika lösta organiska fosforformer i lakvatten kunnat identifieras. Att bestämma löst organisk fosfor i jord och vätskeprov har dock inte varit rutin och vår kunskap om organisk fosfor i jord, växter, organiska gödselmedel och utlakningsvatten är begränsad (Turner et al., 2002a; Condron et al., 2005). 21

23 Man kan sammanfattningsvis konstatera att många olika metoder har använts för kvantifiering av olika fosforformer i mark och vatten. För studier av fosforomsättning och utlakning behöver den organiska delen beaktas i större utsträckning i framtiden. En mer detaljerad beskrivning av den organiska fosforns omsättning i marken ges i nästa avsnitt. Omsättning och utlakning av organiska fosforformer i jordbruksmark Organisk och oorganisk fosfor Av tradition har forskningen om fosforns omsättning, tillgänglighet och utlakning från jordbruksmark och skogsmark varit starkt koncentrerad till lösta, adsorberade eller utfällda oorganiska fosfater, och mindre uppmärksamhet har ägnats åt fosfor bundet i organiska molekyler. Omfattningen av forskningen rörande betydelsen av organiskt bunden fosfor har emellertid ökat kraftigt under senare år. Det finns flera orsaker till denna utveckling, men en av de viktigaste torde vara de framsteg som gjorts beträffande förbättrade metoder för karaktärisering och kvantifiering av olika fosforformer inte minst genom utvecklingen av spektroskopiska metoder för fosforkaraktärisering såsom 31 P NMR, som nämnts tidigare. Dessutom har det framkommit standardiserade enzymatiska metoder för mätning av potentiell fosformineralisering (Turner et al., 2002 a, b; Turner et al., 2003 a, b, c; Allison & Vitousek, 2005; Turner & Haygarth, 2005). Medan organiskt bundet kväve och svavel huvudsakligen förekommer som kemiskt reducerade former, exempelvis i aminosyrornas aminogrupper respektive sulfhydrylgrupper, förekommer organiskt bunden fosfor som oxiderade fosfatgrupper som är kopplade till organiska molekyler genom esterbindningar. Fosfatestrarna kan indelas i monoestrar (exempelvis mononukleotider och sockerfosfater) diestrar (exempelvis fosfolipider, DNA och RNA) och inositolfosfater såsom fytinsyra (Magid et al., 1996). I monoestrar och inositolfosfater är varje fosfatgrupp inkopplad med en esterbindning, medan det i diestrar finns två bindningsställen för varje fosfatgrupp. Inositolfosfater har monoesterkaraktär och kan innehålla 1-6 fosfatgrupper per molekyl. Den vanligaste föreningen i den här fosfatestergruppen är den nämnda fytinsyran (myo-inositolhexakisfosfat) som, vilket framgår av namnet, har det maximala antalet fosfatgrupper per molekyl (Turner et al., 2002 a, b; Turner & Haygarth 2005). Inositolfosfater utgör huvuddelen av markens organiska fosfor. Esterbindningarna i ovanstående föreningar kan lätt klyvas med hjälp av specifika enzymer, varvid fosfatjoner frigöres. Vid de ph-värden som vanligen råder i åkermark rör det sig huvudsakligen om H 2 PO 4 - och HPO En liten del av markens förråd av oorganiska fosfater återfinnes i marklösningen och i en labil adsorberad form, medan huvuddelen adsorberas hårt till järn- och aluminiumoxider, som nämnts ovan. De enzymer (fosfataser) som styr övergången från organiskt bundet fosfat till fria fosfatjoner produceras och avges till den närmaste omgivningen av svampar, bakterier och växtrötter. De kallas exo-enzymer eftersom de förekommer och är verksamma utanför mikroorganismernas och rötternas celler. Fosfataserna brukar indelas i tre huvudgrupper nämligen fosfomonoesteraser, fosfodiesteraser och fytaser (Turner et al., 2002 a, b; Turner & Haygarth, 2005; McDowell & Koopmans, 2006), beroende på 22

24 vilken typ av fosfatestrar som de angriper. Enzymaktiviteten regleras närmast av mängden lättillgängliga fosfatjoner, på så sätt att aktiviteten ökar vid minskande fosfattillgång och minskar då fosfatmängden ökar, t.ex. vid tillförsel av fosfatgödselmedel. Vilka organiska fosforföreningar hittar man i marken och i marklösningen? Med hjälp av 31 P NMR spektroskopi har man identifierat monoestrar och diestrar i olika proportioner i såväl åkerjordar som skogsjordar (Guggenberger et al., 1996; Kaiser et al., 2003; Turner et al., 2003 a, b, c; Lehmann et al., 2005; McDowell & Koopmans, 2006). Ett väsentligt problem i sammanhanget är att absorptionstoppen av en så kvantitativt betydande fosforform som inositolhexafosfat kan vara svår att separera från andra närbelägna absorptionstoppar i ett NMR-spektrum, vilka anger närvaron av mera lågmolekylära monoestrar (Turner et al., 2003 b, c). En säkrare uppdelning i olika fosforformer kan erhållas genom enzymaktivitetsstudier (e.g. enligt Turner et al., 2002 a). Turner och medarbetare karaktäriserade inledningsvis olika fosfataser (alkaliskt fosfomonoesteras, fosfodiesteras och fytas) med avseende på deras specifika mineralisering av kända organiska fosforföreningar. Därefter extraherade man jordprover med vatten varpå vattensuspensionerna filtrerades genom 0.45 m filter. Till de filtrerade lösningarna sattes olika enzymkombinationer, varpå proverna inkuberades. Mängden ortofosfat som frigjordes efter inkubering utgjorde ett mått på den totala fosformineraliseringen i respektive prov. Mängden labila monoestrar, diestrar och inositolfosfat beräknades med hjälp av följande antaganden: 1. Mängden labila monoestrar baserades på den mängd fosfat som hydrolyserades (mineraliserades) av alkaliskt fosfomonoesteras. 2. Mängden diestrar baserades på det fosfat som hydrolyserades av kombinationen alkaliskt fosfomonoesteras + fosfodiesteras korrigerat för det fosfat som hydrolyserades enligt steg Mängden inisitolfosfat baserades på det fosfat som hydrolyserades av fytas minus det fosfat som hydrolyserades i stegen 1+2. Av detta experiment framgick att fosfodiestrar och inositolfosfat var de dominerande mineraliserbara organiska fosforformerna i vattenextrakten. De utgjorde 9-23% respektive 11-33% av den totala initialmängden av ej mineraliserad organisk fosfor. Inflödet till marken av labila monoestrar bör ha varit betydande. De små mängderna som man fann i vattenextrakten kan därför tolkas som att dessa föreningar hydrolyserades nästan omdelbart efter det att de frigjorts från markpartiklarna och hamnat i vattenfasen. Mineraliseringen av inositolfosfat kan möjligen ha påskyndats genom en uppbrytning av aggregat då torr jord har fuktats upp. Man antar annars att inositolfosfat är starkt bundet till mineralytor och därmed svårtillgängligt för nedbrytning (se också nedan). Utlakning av organisk fosfor Flera studier visar att utlakningen av organisk fosfor från marken kan vara betydande. Detta framkom först vid studier av fosforutlakningen i skogsmark med höga halter av nedbrutet organiskt material (Qualls & Haines, 1991; Kaiser, 2001), men studier av senare datum har dokumenterat betydande utlakning av organisk fosfor även från betesmark och uppodlad åkermark (Lehmann et al., 2005; McDowell & Koopmans, 23