TRK Transport Retention Källfördelning

TRK Transport Retention Källfördelning Belastning på havet Maja Brandt Helène Ejhed Rapport 5247

w

TRK Transport Retention Källfördelning Belastning på havet Maja Brandt Helène Ejhed

Beställningsadress: Naturvårdsverket Kundtjänst 106 48 Stockholm Telefon: 08-698 12 00 Fax: 08-698 15 15 E-post: kundtjanst@naturvardsverket.se ISBN 91-620-5247-0.pdf ISSN 0282-7298 Rapporten finns även som pdf i Miljöbokhandeln Miljöbokhandeln: www.miljobokhandeln.com www.naturvardsverket.se Naturvårdsverket 2002 Original: Baluns Tryck: Lindblom & Co Upplaga: 500 ex Omslagskarta: Ann-Margreth Holst

1. Förord SLU och SMHI fick i början av år 2000 i uppdrag av Naturvårdsverket att beräkna belastningen på Östersjön inför rapporteringen till HELCOM (Helsingforskommissionen), PLC-4 (Pollution Load Compilation) år 2001. I uppdraget ingick dessutom att arbetet skulle resultera i ett verktyg för belastningsberäkningar, som inte enbart kunde nyttjas för HELCOM utan också för annan internationell (t.ex. OSPAR (Oslo-Pariskommissionen) ) och nationell rapportering (t.ex. officiell statistik) samt på sikt även för analyser inom EU:s ramdirektiv för vatten. Uppdraget utmynnade i ett projekt, som benämnts TRK (Transport, Retention, Källfördelning) Belastning på havet, och det utvidgades till att även gälla för Skagerrak, dvs belastningen från hela Sverige. TRK-projektet presenteras i föreliggande huvudrapport samt i en underlagsrapport med titeln Kväveläckage från svensk åkermark Beräkningar av normalutlakning för 1995 och 1999. I rapporterna redovisas sammanställningar och beräkningar av i första hand närsaltbelastning från Sverige till omgivande hav. En utförlig beskrivning av beräkningsgrunder och indata lämnas för att möjliggöra en uppföljning av arbetet och för att möjliggöra en kritisk granskning av resultaten. TRK-projektet är en utvidgning av det system som togs fram inom projektet Kväve från land till hav (Naturvårdsverket 1997), som berörde södra Sverige. Underlagsdata och beräkningsmetodik har även hämtats från Aktionsprogram mot havsföroreningar, s k. Hav-90 (Löfgren och Olsson, 1990). Detta arbete hade inte varit möjligt utan bidrag från många olika aktörer. En stor mängd data har hämtats från ett antal nationella myndigheter och institut (t.ex. SLU, SMHI, SCB, Jordbruksverket, Naturvårdsverket, LMV, SVO), men även från regionala och lokala myndigheter/verksamheter (t.ex. länsstyrelser, kommuner, vattenvårdsförbund). Naturvårdsverket finansierar nationella miljöövervakningsprogram för sötvatten och jordbruksmark och resultat från dessa program har varit en förutsättning för projektets genomförande. Projektledare har varit Heléne Ejhed, SLU, och Maja Brandt, SMHI, vilka också sammanställt rapporten. Följande personer har arbetat i projektet: Marie Bergstrand, Gun Grahn, Peter Svensson, Anders Gyllander, Berit Arheimer, Anna Pettersson och Lotta Pers från SMHI; Holger Johnsson, Barbro Ulén, Kristina Mårtensson, Stefan Löfgren, Kjell Olsson, Hans-Björn Eriksson, Bert Karlsson och Jakob Nisell från SLU; Olle Westling från IVL samt Anders Widell och Gunilla Svensson från Naturvårdsverket. Projektets styrgrupp bestod av Christer Göransson, Naturvårdsverket, Torgny Wiederholm, SLU, samt Hans Larsson, SMHI. Förtydligande till Naturvårdsverkets rapport 5247, TRK (Transport, retention, källfördelning) Belastning på havet Avsikten med TRK-projektet var att ta fram en redovisning av belastningen på Östersjön till HELCOM, PLC-4 rörande förhållandena år 2000, men också att ta fram underlag för annan nationell och internationell rapportering samt på sikt även för analyser inom EU:s vattendirektiv. Belastningen varierar kraftigt från år till år, huvudsakligen beroende på stor variation i avrinningen, och därför har ett långtidsmedelvärde för avrinningen använts. Data över utsläpp från olika källor har inte varit möjliga att ta fram för enbart år 2000 utan härrör från senast tillgängligt årtal vilka antas gälla år 2000, t.ex. reningsverk >2 000 pe från år 2000, mindre reningsverk från 1987, kustindustrier från år 2000, inlandsindustrier från år mellan 1992 och 2000 samt jordbruksläckage av kväve från rotzonen för 1999. Det innebär att de delar av fi gurer och tabeller som visar bruttobelastningen av kväveläckaget från jordbruksmark gäller för 1999 års odling (jordbruksareal, grödofördelning, gödsling och normskörd). Belastningen har dock normaliserats med avseende på klimatet för en lång följd av år. I marken, i vattendragen och i sjöarna sker en omblandning av vatten med varierande uppehållstid, vilket gör att den transport som når havet inte kan hänföras till ett speciellt år utan till en följd av år, som varierar från område till område. Trots detta krävs för miljömålsuppföljning, åtgärdsplanering och redovisning till HELCOM att källfördelning och belastning på havet tas fram som relaterar till ett specifi kt år. Resultaten från TRK-beräkningarna antas därför gälla belastning på havet av kväve för år 2000 klimatnormaliserat för en längre period. TRK-beräkningarna för fosfor begränsas till källfördelning av bruttobelastning. Resultaten antas gälla bruttobelastning år 2000 klimatnormaliserat för en längre period. Maja Brandt och Heléne Ejhed 2003-02-12 Belastning på havet TRK Transport Retention Källfördelning 5

1. Förord 5 2. Sammanfattning 8 3. Beräkningsmetodik 10 3.1 Termer och begrepp 10 3.2 Belastning på havsområden utgående från mätningar vid flodmynningar 10 3.3 Kväve belastning, retention och källfördelning 10 3.3.1 Bruttobelastning 12 3.3.2 Kväveretention 12 3.3.3 Nettobelastning 12 3.3.4 Antropogen kvävebelastning 12 3.3.5 Källfördelning för kväve 13 3.4 Fosfor bruttobelastning och källfördelning 13 3.4.1 Bruttobelastning 13 3.4.2 Antropogen fosforbelastning 13 3.4.3 Källfördelning för fosfor 13 4. Databaser och beräkningsunderlag 14 4.1 Områdesbeskrivning 16 4.2 Bestämning av arealer av olika markanvändningar 19 4.2.1 Jordbruksmark 21 4.2.2 Avverkad skogsmark 22 4.3 Typhalter för kväveberäkning 22 4.3.1 Indata till och beräkning av typhalter för jordbruksmark 22 4.3.2 Typhalter för skogsmark 26 4.3.3 Typhalter för avverkad skogsmark 27 4.3.4 Typhalter för sankmark 27 4.3.5 Typhalter för kalfjäll, glaciär och fjällmyr 27 4.3.6 Typhalter för övrig öppen mark 28 4.3.7 Dagvatten från hårdgjorda ytor i tätorter 28 4.3.8 Kvävedeposition på sjöar 28 4.3.9 Typhalter för naturlig bakgrundsbelastning 28 4.4 Typhalter för fosforberäkningar 29 4.4.1 Indata och beräkning av typhalter för jordbruksmark 29 4.4.2 Typhalter för skogsmark, sankmark och övrig mark 30 4.4.3 Typhalter för avverkad skogsmark 30 4.4.4 Typhalten för betesmark 30 4.4.5 Typhalter för fjäll, glaciär och fjällmyr 31 4.4.6 Typhalter för naturlig bakgrundsbelastning 31 4.4.7 Dagvatten från hårdgjorda ytor i tätorter 31 4.4.8 Utsläpp från mjölkrum och gödselanläggningar 31 4.4.9 Atmosfäriskt nedfall på sjöar 32 4.5 Avrinning 32 4.6 Punktkällor 34 4.6.1 Reningsverk och industrier 34 4.6.2 Utsläpp från enskilda avlopp 34 4.7 Kväveretention 35 6 Belastning på havet TRK Transport Retention Källfördelning

5. Resultat 39 5.1 Belastning år 2000 enligt mätningar i flodmynningar 39 5.2 Avrinning 40 5.3 Brutto- och nettobelastning samt källfördelning för kväve 43 5.3.1 Retention 43 5.3.2. Brutto- och nettobelastning 44 5.3.3 Källfördelning 53 5.3.4 Antropogent bidrag till kvävebelastningen 54 5.4 Bruttobelastning samt källfördelning för fosfor 57 5.4.1 Bruttobelastning 57 5.4.2 Källfördelning för fosfor utgående från bruttobelastning 65 5.4.3 Antropogent bidrag till fosforbelastningen 67 6. Kvalitetsbedömning 70 6.1 Kvalitetsbedömning av avrinningsberäkningen 70 6.2 Kvalitetsbedömning av beräknad markanvändningsareal 70 6.3 Kvalitetsbedömning av belastningsberäkningen för kväve 71 6.3.1 Jämförelse mellan beräknad transport utgående från mätningar vid fl odmynningarna och från nettobelastningsberäkningen av kväve 71 6.3.2 Kvalitetsbedömning utgående från jämförelser mellan uppmätta och beräknade kvävehalter i mindre vattendrag 73 6.4 Kvalitetsbedömning av belastningsberäkningar för fosfor 79 6.4.1 Kvalitetsbedömning avseende fosforläckage från jordbruksmark 80 6.4.2 Kvalitetsbedömning avseende utsläpp från enskilda avlopp av fosfor 81 7. Jämförelse med tidigare beräkningar 81 7.1 Avrinning 81 7.2 Kvävebelastning 81 7.2.1 Retention 81 7.2.2 Kvävetransporten 82 7.3 Fosforbelastning 83 8. Förslag på framtida förbättringar 84 8.1 Underlag för kväveberäkningar 84 8.2 Underlag för fosforberäkningar 85 8.3 Gemensamt för kväve- och fosforberäkningar 85 8.4 Övriga förbättringar 85 9. Referenser 86 Appendix 1. Avrinningskalibrering 89 Referens 93 Appendix 2. Beskrivning av kvävemodellen, HBV-N 94 1. Markretention under rotzonen 94 2. Beräkning av kvävemängd i vattendrag 94 3. Sjöretention 95 4. Tillvägagångssätt vid beräkning av retention 96 Referenser 97 Bilaga 1. Typhalter för kväve för jordbruksmarkens läckage 98 Bilaga 2. Typhalter för kväve för all markanvändning utom för jordbruket 113 Referenser 115 Bilaga 3. Typhalter för fosfor för samtliga markanvändningar 116 Referenser 117 Belastning på havet TRK Transport Retention Källfördelning 7

2. Sammanfattning Naturvårdverket har givit SLU och SMHI i uppdrag att gemensamt beräkna belastningen till Sveriges omgivande havsbassänger som underlag till HELCOM, PLC-4 (Pollution Load Compilation) dels utgående från flodmynningsdata för kväve, fosfor och metaller för år 2000 och dels som långtidsmedelvärden för kväve och fosfor. Följande punkter sammanfattar resultaten från miljöövervakningens delprogram flodmynningar för år 2000: Belastningen till havet beräknades till 146 700 ton kväve (N), 4 700 ton fosfor (P), 280 ton koppar (Cu), 950 ton zink (Zn), 3 ton kadmium (Cd), 63 ton bly (Pb) samt 0,8 ton kvicksilver (Hg). Flodmynningsberäkningarna avser år 2000, som var ett mycket nederbördsrikt år. Ämnestransporten samvarierar med avrinningen, vilket gör att belastningen till våra omgivande hav var mycket hög detta år. På årsbasis var tillrinningen 40 % högre till Bottenviken än under perioden 1961 1990, 45 % till Bottenhavet, 27 % till Östersjön och 36 % högre till Västerhavet. I uppdraget ingick att göra en flödesnormaliserad källfördelning av kväve och fosfor, varvid långtidsmedelvärden av avrinningen för perioden 1985 1999 använts. Metodiken innebär att belastningen från källorna (bruttobelastningen) först beräknades. Därefter togs hänsyn till förändringar under transporten på väg till havet och slutligen beräknades vad som nådde havet (nettobelastningen). För kväve finns en väl beprövad metodik för att beräkna bruttobelastning, retention (avskiljning på vägen) och nettobelastning till havet. För fosfor däremot har källfördelningen beräknats utifrån bruttobelastningen. Beräkningarna bygger på ett stort, Sverigetäckande underlagsmaterial: markanvändning, typhalter för olika markanvändningar, avrinningsdata och uppgifter om punktutsläpp. Markläckaget för ett avrinningsområde beräknades genom att markarealen (km 2 ) multiplicerades med en typhalt för denna markanvändning (mg/l) och med avrinningen (l/s km 2 ). Det totala bruttobelastningen från marken erhölls sedan genom summering av alla olika markanvändningars bidrag. Markanvändningen sammanställdes med GIS från Lantmäteriets översiktskarta, från Jordbruksverkets blockkartor och EUstöddatabas IAKS samt från Skogsstyrelsens uppgifter över avverkad skogsareal. Typhalter för jordbrukets kväveläckage beräknades med hjälp av simuleringsverktyget SOILNDB, som beskriver kvävets dynamik och förluster i en åkermarksprofil. Typhalter för jordbrukets fosforläckage beräknades med ett regressionssamband. Övriga typhalter baserades på mätningar i små mer eller mindre homogena avrinningsområden. Avrinningen beräknades slutligen med hjälp av HBV-modellen, där dagliga nederbörds- och temperaturmätningar utgjorde indata. Den totala bruttobelastningen beräknades genom summering av markläckage och punktutsläpp. Med hjälp av HBV-N-modellen och recipientdata simulerades de biogeokemiska förändringarna (retentionen) av kväve från källorna till havet. Nettokvävebelastningen erhölls sedan genom att subtrahera retentionen från bruttokvävebelastningen. För fosfor redovisas endast bruttobelastning. I belastningarna ingår även diffust utsläpp från de delar av de svenska vattendragens avrinningsområden, som är belägna i Finland och i Norge. Metodiken innebär att typhalter från ett antal markklasser representerar markläckaget i hela Sverige. Relativt små avvikelser i de antagna typhalterna kan få mycket stora konsekvenser för t.ex. källfördelningen. Jordbruksmarken är det markläckage, som har det absolut största kväveläckaget per arealenhet och bidrar till stor mänsklig påverkan på vattenmiljön och därför har jordbruksmarken delats in i ett stort antal klasser. Från belastningsberäkningarna för kväve kan följande resultat redovisas och slutsatser dras: Nettobelastningen av kväve via vattendragen till omgivande hav uppgick i medeltal till 123 400 ton/år för åren 1985 1999. Direkta utsläpp från reningsverk och industrier till havet beräknades till 11 600 ton/år. Bidraget från diffusa källor till havet bestämdes till 110 900 ton/år, vilket motsvarar 82 % av nettobelastningen via vattendragen och direktutsläpp. Av den diffusa belastningen som nådde havet efter retention stod jordbruksläckaget för 40 % och skog inklusive skogsbruk för 36 % i snitt för hela 8 Belastning på havet TRK Transport Retention Källfördelning

Sverige. I tillrinningsområdet till Öresund utgjorde jordbruksläckaget 96 % av den diffusa belastningen efter retention. Nettobelastningen av kväve orsakad av mänsklig aktivitet (antropogen belastning), som nådde havet via svenska vattendrag, uppgick i medeltal till 67 100 ton/år, vilket motsvarar 50 % av den totala nettobelastningen via vattendrag samt direkta utsläpp för perioden 1985 1999. Av den totala antropogena nettobelastningen till havet (inkl direktutsläpp) kom enligt beräkningarna 54 700 ton/år (70 %) från de antropogena diffusa belastningarna, 16 800 ton/år (21 %) från reningsverk, 4 500 ton/år (6 %) från industri samt 2 700 ton/år (3 %) från enskilda avlopp. Av bidraget från reningsverken kom 46 % via vattendragen och 54 % direkt till havet. Av den antropogena diffusa nettobelastningen utgjorde 38 700 ton/år jordbruksläckage (70 %), 10 500 ton/år (19 %) atmosfäriskt nedfall på sjöar, 5 200 ton/år (10 %) förhöjt läckage på grund av hygge och 200 ton/år (< 1 %) dagvatten från hårdgjorda ytor i tätorter. Jordbruksmarkens beräknade medelarealförluster för kväve för tillrinningsområdena till havsbassängerna låg mellan 1 000 kg/km 2 och år och knappt 4 000 kg/km 2 och år, med de högsta siffrorna i Öresunds tillrinningsområden. För skogsmarken inklusive hyggen varierade arealförlusten mellan 130 och 280 kg/km 2 och år. I norra Norrland uppgick andelen oorganiskt kväve till 20 % eller mindre av totalkvävehalten i vattendragen, i södra Norrland till 30 50 % och i sydligaste Sverige kring 80 %, medan resterande del var organiskt kväve. Markretentionen, dvs avskiljningen av kväve i marken och i grundvattnet under rotzonen, för jordbruksläckaget låg i snitt kring 25 %. Sjö- och vattendragsretentionen, dvs avskiljningen av kväve i sjöar och vattendrag från källan till havet, varierade allt mellan 0 % och 97 % för enskilda avrinningsområden. Den är främst beroende av belastningen, väder/klimat, sjöarnas andel av totala arean och deras geografiska placering i området. Sjöretentionen är därför låg i kustnära områden utan sjöar. Denna zon har dock varierande bredd och når långt upp i de avrinningsområden som är sjöfattiga i sina nedströms liggande delar. Kvävets diffusa belastning var högre i sydvästra än i sydöstra Sverige, vilket delvis kan förklaras av den högre avrinningen och en lägre retention betingad av få sjöar i den kustnära zonen samt större andel lättare jordar i sydväst. Från bruttobelastningsberäkningar för fosfor kan följande resultat redovisas och slutsatser dras: Bruttobelastningen av fosfor via vattendragen summerat till omgivande hav uppgick till 6 200 ton/år. Direkta utsläpp från reningsverk och industrier till havet beräknades till 510 ton/år. Bidraget från de diffusa källorna bestämdes till 5 200 ton/år, vilket motsvarar 77 % av den totala bruttobelastningen. Av den totala bruttobelastningen utgjorde jordbruksläckaget 24 % och skogsmarkens läckage inklusive hyggen 37 % i medeltal för hela Sverige. Bidraget från utsläpp från enskilda avlopp utgjorde 10 %, reningsverk 7 % och industrier 6 % av totala bruttobelastningen för Sverige. Bidraget från enskilda avlopp utgjorde 50 % (260 ton/år) av punktutsläppen, motsvarande 20 % av den totala bruttobelastningen till Egentliga Östersjön. Bruttobelastningen av fosfor orsakad av mänsklig aktivitet (antropogen belastning), summerat till omgivande hav, uppgick i medeltal till 3 130 ton/år, vilket motsvarar 47 % av den totala bruttobelastningen via vattendrag samt direkta utsläpp för perioden 1985 1999. Av den totala antropogena bruttobelastningen till havet (inkl direkta punktutsläpp) kom enligt beräkningarna 1 610 ton/år (51 %) från de antropogena diffusa belastningarna, 650 ton/år (21 %) från enskilda avlopp och mjölkrum, 490 ton/år (16 %) från reningsverk samt 370 ton/år (12 %) från industrier. Av den antropogena diffusa bruttobelastningen utgjorde 1 440 ton/år jordbruksläckage (89 %), 30 ton/år (2 %) förhöjt läckage på grund av hygge och 140 ton/år (9 %) dagvatten från hårdgjorda ytor i tätorter. Jordbruksmarkens (inklusive betesmark) beräknade medelarealförluster för fosfor för tillrinningsområdena till havsbassängerna låg mellan 36 och 58 kg/km 2 och år. För skogsmarken inklusive hygge varierade arealförlusten mellan 3 och 10 kg/km 2 och år. Belastning på havet TRK Transport Retention Källfördelning 9

3. Beräkningsmetodik 3.1 Termer och begrepp I rapporten förekommer ett antal begrepp, som i TRK-projektet definierats på följande sätt: Belastning: Total mängd föroreningar som når ett vattendrag, en sjö eller havet. Med bruttobelastning avses den mängd som når rotzonen/vattendraget i avrinningsområdet. Nettobelastning är den mängd som via vattendraget når flodmynningen, dvs efter retention. Markläckage: Läckage av näringsämnen från ett område till vatten. Diffus belastning: Markläckage, dagvatten från hårdgjorda ytor i tätorter samt atmosfäriskt nedfall på sjöar. Punktutsläpp: Utsläpp på en väl definierad plats, i regel genom en eller flera rörmynningar. Punktutsläppen delas upp i de som mynnar i vattendragen och de som mynnar direkt i havet. Retention: Avskiljning av ämnen i vattensystem, mark och luft genom sedimentation, växtupptag och denitrifikation. Retention sker i mark och grundvatten samt i vattendrag och sjöar. Källfördelning: Fördelning av belastning på olika källor, diffusa och punktkällor, men även åtskillnad mellan antropogen (mänskligt påverkad) och naturlig belastning. 3.2 Belastning på havsområden utgående från mätningar vid flodmynningar Mätningar av den vattenburna belastningen på havet har utförts vid 48 stationer i flodmynningarna inom miljöövervakningsprogrammet för sötvatten. Delprogrammet omfattar de större svenska vattendragen samt vissa representativa mindre vattendrag. Beräkningar av belastningen har gjorts för N, P, Hg, Cd, Cu, Zn och Pb. Transporterade mängder till havet har beräknats på basis av månadsvisa mätvärden och dagliga vattenföringsdata, där mängderna transporterat material har beräknats dygnvis som produkten av linjärinterpolerade halter och dagliga vattenflöden. Vattenföringen har skattats utgående från närliggande vattenföringsstationer. För 14 av provtagningsplatserna har vattenföringsdata arealviktats utifrån vattenföringsstationer uppströms i vattendraget, varav 5 var belägna långt från den kemiska mätplatsen. För 5 av provtagningsplatserna saknades uppmätta vattenföringsdata helt i vattendraget och har arealviktats utgående från mätningar i stationer i omkringliggande vattendrag. Mätpunkterna ligger i regel uppströms tätorter och industrier vid vattendragens mynningar och mäter ämnestransporten av närsalter från ca 85 % av den svenska landarealen. Belastning från landareal som inte ryms inom miljöövervakningsprogrammet har beräknats genom vikta belastningen avseende areal och vattenföring i området som i närliggande områden där mätningar av vattenföring och koncentration av föroreningen utförts. Metaller mäts enbart vid ett tjugotal stationer i flodmynningsprogrammet och belastningsberäkningar har därför i större utsträckning än för närsalter fått baseras på viktning utgående från resultat från närliggande stationer. 3.3 Kväve belastning, retention och källfördelning Belastningen av kväve på vattendragen kommer dels från punktutsläpp från reningsverk, industrier och utsläpp från enskilda avlopp (året om- och fritidsboende med enskilt avlopp), dels från markläckage från olika markanvändningar, dagvatten från hårdgjorda ytor i tätorter samt atmosfärsdeposition på sjöar. Markläckaget för ett avrinningsområde har beräknats genom att markarealen (km 2 ) multiplicerats med en typhalt för denna markanvändning (mg/l) och med avrinningen (l/s km 2 ). Det totala bruttomarkläckaget har sedan erhållits genom summering av alla olika markanvändningars bidrag. Metodiken innebär att man antar typhalter från ett antal markklasser för att representera markläckaget i hela Sverige. Relativt små avvikelser i de antagna typhalterna kan få mycket stora konsekvenser för t.e.x. källfördelningen. Beräkningarna av belastningen och källfördelningen för kväve grundar sig på tre grundsystem: de dynamiska modellerna SOIL-N (Johnsson et al. 1987) och HBV-N (Arheimer et al. 1997) samt ett GIS-baserat verktyg. GIS används för att beskriva områden, gränser, punktutsläpp, markanvändningar och underlag till markläckage, till exempel jordart på åkermark, geografiskt i olika kartskikt och koppla dessa till varandra. 10 Belastning på havet TRK Transport Retention Källfördelning

Detta gör det möjligt att utföra beräkningar med mycket hög upplösning för ett stort område som Sverige. Resultaten kan summeras på olika enheter eftersom kartskikten är kopplade till olika områdesindelning, som avrinningsområde, tillrinningsområde till havsbassänger eller för hela Sverige. Jordbruksmark är den diffusa kvävekälla som har störst mänsklig (antropogen) påverkan, vilket gör det viktigt att beskriva dess bidrag så realistiskt som möjligt. I SOIL-N-modellen beskrivs kvävets dynamik i en markprofil och resulterande kväveutlakning från rotzonen till dräneringsrör eller grundvattnet. SOIL- N har programmerats in i ett verktyg, SOILNDB, med vilket kväveläckaget beräknats på ett systematiskt sätt för en mängd olika kombinationer av grödor, jordarter, gödsling och regioner. En närmare beskrivning av beräkningsmetodiken återfinns i avsnitt 4.3.1 och i underlagsrapporten Kväveläckage från svensk åkermark Beräkningar av normalutlakning för 1995 och 1999. HBV-N-modellen består av en avrinningsdel, HBV (Lindström et al. 1997), till vilken kopplats en kvävemodell för retentionsberäkning. I avrinningsmodellen beskrivs de hydrologiska processerna från det att nederbörden faller på marken till avrinning från ett område. Vattentransporten simuleras från delområde till delområde längs det aktuella vattendraget tills vattnet når havet. I HBV-N-modellen (Arheimer och Brandt 1998) baseras beräkningen av kvävebelastningen på en omblandning av olika vattenmassor med skilda koncentrationer från olika markanvändningar (typhalter) och punktutsläpp. Under vattnets och kvävets väg från källorna till havet sker en omvandling mellan olika former av kväve och en avskiljning av kväve från vattenfasen. Den senare benämns retention. Retentionen beror på växtupptag, fastläggning och denitrifikation i marken samt i de vattendrag och sjöar, som kvävet passerar under sin transport mot havet. I modellen simuleras de biogeokemiska förändringarna (retentionen) som påverkar kvävebelastningen under passagen genom marken under rotzonen, i vattendrag och i sjöar. Retentionen och dess dynamik under året anpassas mot recipientdata. Belastning och källfördelningen baseras och redovisas för en följd av år (1985 1999), s.k. normalisering, som får representera ett normalklimat. Jämförelser mellan belastningar och källfördelningar beräknade för enskilda år kan bli starkt missvisande eftersom skillnader dem emellan kan bero enbart på variationer i klimatet. Beräkningsstegen för brutto- och nettobelastning samt källfördelningen framgår av figur 1. Figur 1. Schematisk beskrivning av beräkningsteg för brutto- och nettobelastning av kväve samt för källfördelning. Belastning på havet TRK Transport Retention Källfördelning 11

3.3.1 Bruttobelastning Bruttobelastningen av kväve för ett avrinningsområde har beräknats genom att summera punktutsläppen och de diffusa belastningarna i området. Beräkningarna har gjorts för uppdelade huvudavrinningsområden och kustområden i totalt ca 1 000 delavrinningsområden (s.k. TRK-områden). Utsläppen från punktkällorna har baserats på uppmätta data och schablonberäkningar. Det diffusa markläckaget har bestämts genom att multiplicera respektive markanvändningsandel med en typhalt för denna markanvändning och med avrinningen från respektive markanvändning i området samt slutligen summera de olika markanvändningarnas läckage. I projektet har dock läckaget från jordbruksmark beräknats för vad som lämnar rotzonen och för övriga markläckage för vad som når vattendraget. Skälet till detta är brist på data för läckaget i rotzonen för all markanvändning utom för jordbruksläckaget som är beräknat med SOIL-N-modellen. Mellan rotzonen och vattendraget sker retention, som beräknas för jordbruksläckaget i projektet, medan den redan finns inkluderad i övriga markanvändningars typhalter. Begreppet total bruttokvävebelastning är därför inte helt konsekvent, men den har trots det använts i projektets redovisning. Underlaget till beräkningarna av bruttobelastningen beskrivs utförligare under avsnittet 4 Databaser och beräkningsunderlag. Bruttokvävebelastningen har beräknats dels som tidsserier och dels som långtidsmedelvärden för perioden 1985 1999 för alla beräkningsområden. 3.3.2 Kväveretention Retentionen har beräknats som skillnaden mellan bruttobelastning i ett område och nettobelastningen ut från området. Den har beräknats med hjälp av HBV-N-modellen. Retentionsberäkningen utgår från områden, där det finns kvävemätningar. I modellen summeras först bruttobelastningen, dvs punktutsläpp och diffus belastning för respektive avrinningsområde. Retentionsberäkningen sker därefter genom att anpassa (kalibrera) de dagligt framräknade blandningshalterna i vattendraget till uppmätta kvävehalter i vattendraget (recipientdata) för att fånga den årstidsdynamik, som man ofta ser i mätdata och som orsakas av kväveavskiljningen. I modellen beskrivs transformering och avskiljning av kväve på ett generaliserat sätt utifrån kvävekoncentration, vattenvolymer i marken och i grundvattnet, sjöytor och uppehållstider, lufttemperatur samt några få fria parametrar med vilka anpassningen sker. Kvävet delas upp i fraktionerna oorganiskt och organiskt kväve, eftersom transformeringen och retentionen av dessa skiljer sig åt. Retentionsberäkningen har skett i två steg. Först har den avskiljning som sker i marken under rotzonen (i den omättade zonen och i grundvattnet) beräknats och därefter den avskiljning som sker i sjöar och vattendrag nedströms utsläppsplatsen. Retentionen i marken under rotzonen berör endast det kväve som kommer från jordbruksmark samt utsläpp från enskilda avlopp, eftersom dessa är framtagna som utsläpp till rotzonen. Retentionen i vattendrag och sjöar berör all belastning i vattendraget. Utgående från kalibreringen i områden med mätdata har generella parameteruppsättningar tagits fram för större regioner, vilka har använts för att beräkna retentionen i varje TRK-område. I projektet redovisas den totala retentionen från källorna till havet i procent av bruttobelastningen för respektive avrinningsområde på flerårsbasis (medelvärde 1985 1999). Utförligare beskrivning av retentionsberäkningarna återfinns i avsnitt 4.7 och modellbeskrivning i appendix 2. 3.3.3 Nettobelastning Nettobelastningen på havet är den mängd som når havet via vattendragen, när retentionen räknats bort från bruttobelastningen, samt utsläpp från punktkällor som sker direkt till havet. I varje TRK-område har nettobelastningen beräknats genom att subtrahera den beräknade retentionen för både mark, vattendrag och sjöar från bruttobelastningen från jordbruksläckage, utsläpp från enskilda avlopp samt atmosfäriskt nedfall på små sjöar som ej ligger i huvudfåran. För det diffusa läckaget från övriga markanvändningar och punktkällor har enbart vattendrags- och sjöretentionen subtraherats från dessa bruttobelastningar för att erhålla nettobelastningen. Det diffusa markläckaget för övrig mark har uppskattats från mätningar i ytvatten och påverkas därför inte av retentionen i marken och i grundvattnet utan den antas redan ingå i typhalten. 3.3.4 Antropogen kvävebelastning Marken ger i sig upphov till ett naturligt kväveläckage, s.k. bakgrundsbelastning. För att beräkna den 12 Belastning på havet TRK Transport Retention Källfördelning

antropogena belastningen, dvs den del som människan ger upphov till i form av utsläpp och ökade markläckage, har bedömningar gjorts rörande bakgrundstyphalter för respektive marktyp. Den antropogena belastningen har beräknats genom att subtrahera bakgrundsbelastningen från den totala belastningen. 3.3.5 Källfördelning för kväve Källfördelningen har beräknats genom att subtrahera retentionen från bruttobelastningen för respektive källa och för respektive TRK-område ner till havet. Summering har gjorts för belastningarna för alla huvudavrinningsområden och för de större havsbassängerna. På samma sätt har källfördelning för de antropogena källorna beräknats. 3.4 Fosfor bruttobelastning och källfördelning Belastningen av fosfor via vattendragen kommer liksom för kväve från punktutsläpp och från diffusa källor genom markläckage från olika markanvändningar. Betydelsen av olika källors bidrag är dock olika för fosfor respektive kväve. För fosfor har utsläpp från enskilda avlopp en större betydelse än för kväve, medan depositionen av fosfor på sjöar antas vara försumbar. Under vattnets väg från källor till havet kan fosfor omsättas genom retention, men även tillföras genom erosion av vattendragens bottnar och strandbrinkar samt genom återcirkulation av upplagrad fosfor i sjösediment. Inom projektet har retentionen av fosfor inte beräknats utan enbart bruttobelastningen har beräknats och källfördelats. Vid beräkningen av bruttobelastning av fosfor är utsläpp från enskilda avlopp beräknade på läckage till en markprofil eller till diken där en lokal retention kan ske i jämförelse med de diffusa källorna som grundar sig på mätningar i vattendrag från mindre avrinningsområden och därför genomgått markretention. Beräkningarna för fosfor har utförts på samma sätt som för kväve. Markläckaget har beräknats genom ansats av ett antal klasser av typhalter (mg/l) representerande läckage från varje klass av markanvändning, multiplikation med respektive areal (km 2 ) och avrinningen för området (mm) för att erhålla belastningen (ton/år). GIS har använts som ett verktyg att fördela områdesgränser, punktutsläpp, markanvändning och underlag för markläckageberäkningarna, vilket ger mycket hög upplösning i beräkningarna och möjlighet till sammanställningar av resultat på olika områden som avrinningsområden, tillrinningsområden till havsbassänger eller för hela Sverige. Belastning och källfördelning har baserats på underlag som i första hand gäller för slutet av 1990-talet och 2000. Det redovisas normaliserat med avseende på klimatet för en följd av år (1985 1999), för att undvika effekter som endast beror på variationer i klimatet mellan olika år. 3.4.1 Bruttobelastning Bruttobelastningen av fosfor har beräknats för ett avrinningsområde genom att summera punktutsläppen och de diffusa belastningarna i området. Den diffusa belastningen för alla markanvändningar har baserats på empiriska samband mellan uppmätt koncentration (typhalt) och avrinning för mindre områden med relativt homogena markanvändningar. Avrinningen har liksom för kväve beräknats med HBV-modellen. Markläckaget har beräknats genom att koppla arealer för olika markanvändningar till respektive typhalt och avrinning för respektive TRK-område med hjälp av GIS samt genom att slutligen summera läckagen från de olika markanvändningarna. Utsläppen från punktkällor har baserats på uppmätta data och schablonberäkningar. Underlaget till beräkningarna av bruttobelastningen beskrivs utförligare under avsnittet 4 Databaser och beräkningsunderlag. 3.4.2 Antropogen fosforbelastning På samma sätt som för kväve har det naturliga fosforläckaget, den s k. bakgrundsbelastningen, beräknats. Bakgrundstyphalter för respektive markläckage har uppskattats och bakgrundsbelastningen har beräknats på liknande sätt som bruttobelastningen. Den antropogena bruttobelastningen har beräknats genom att subtrahera den naturliga bakgrundsbelastningen från den totala bruttobelastningen. 3.4.3 Källfördelning för fosfor Källfördelningen har beräknats som respektive källas bidrag av den totala bruttobelastningen och genom att summera resultaten för TRK-områden, huvudavrinningsområden och slutligen för havsbassängernas tillrinningsområdena. Belastning på havet TRK Transport Retention Källfördelning 13

4. Databaser och beräkningsunderlag Indata till beräkningarna har hämtats från ett antal databaser och sammanställningar utförda av myndigheter/institutioner, län, vattenvårdsförbund m m. I tabell 1 redovisas de data som utnyttjats samt deras förädling. De beskrivs utförligare i texten nedan. Tabell 1. Indata och beräkningsunderlag för kväve- och fosforbelastning samt källfördelning av dessa. Indata Antal etc. Bakgrundsdata Kommentar Gränser, områden: Huvudavrinningsområden 119 SMHI TRK-områden 1 000 SMHI Havsbassänger 6 HELCOM 1, OSPAR 1, (SMHI) Utlakningsregioner 22 SCB, 18 produktionsområden Ökad uppdelning av SLU Markanvändning: Jordbruksareal Jordbruksverkets blockkartor Överlagrade röda kartans öppna mark Grödofördelning i blocken IAKS 1, Jordbruksverket Skog, kalfjäll och glaciär, fjällmyr och sankmark, övrig öppen mark, sjö Hyggesareal Typhalter, kväve: Jordbruksläckagehalter beräknade med SOILNDB utifrån: Klimatserier 1961 1990 (daglig nederbörd, temperatur, solinstrålning, luftfuktighet och vindhastighet), en för vardera utlakningsregion Årsmedelavrinning per utlakningsregion från vattenbalanskartan 1961 1990 (s.k. målavrinning) Ca 1 650 använda ombinationer 22*5 klimatvariabler Viktade till de 22 utlakningsregionerna Översiktskartan (Röda kartan) 1: 250000, Lantmäteriet Hyggesanmälningar från Kotten år 1997 2000 (Skogsstyrelsen) kom-pletterade med Skogsstatistisk årsbok för norra Sverige 1989-1996. SMHI Vattenbalanskartan SMHI Gödsling samt normskörd per produktionsområde SCB Jordartskarta för åkermark 10 jordartsklasser SLU (Eriksson et al 1999) Typhalter för kalfjäll (inkl glaciär), sankmark och fjällmyr samt övrig öppen mark Typhalter för skogsmark Typhalter för hyggen Atmosfäriskt nedfall på skog Dagvatten från hårdgjorda ytor Atmosfäriskt nedfall på sjöar För rutor om 20*20 km För rutor om 20*20 km Hav-90 (Löfgren och Olsson 1990), kompletterade med nya sammanställningar utifrån mätdata i små representativa områden hämtade från nationella, regionala och intensiva miljöövervakningsprogrammen för sötvatten Sammanställningar baserade på mätdata i små representativa områden (Löfgren och Westling 2002, Löfgren och Olsson 1990) Sammanställning av mätdata i små avverkade ytor (Löfgren och Westling 2002, Löfgren och Olsson 1990) MATCH 1 beräkningar, SMHI (Lagner et al. 1996) Schabloner sammanställda av Chalmers Tekniska Högskola (Karlsson och Svensson 1997) MATCH beräkningar, SMHI (Lagner et al. 1996) Månadsvärden Rastrering och justeringar mot jordbruksareal och areal avverkad skog av SLU Matris för utlakningsregioner (22), grödor (15), jordart (10) Bearbetning SLU Säsongsmedelvärden Sankmark uppdelade på tre regioner enligt skogens indelning, öppen mark efter utlakningsregioner Skogsmarken har indelats i tre regioner: SV, SO och N För hyggesläckage-beräkning 14 Belastning på havet TRK Transport Retention Källfördelning

Avrinning: Nederbörd, temperatur 1981 1999 Markanvändning, skog, öppen mark, i höjdintervall för TRK-områden Koppling mellan TRK-områden Regleringsstrategier för större dammar Vattenföringsobservationer 1981 1999 Typhalter fosfor: Typhalter för kalfjäll (inkl glaciär), myr och sankmarker, betesmark Typhalter för skog, sankmark, övrig öppen mark; regressionssamband kopplat till avrinning från vattenbalanskartan 1961 1990 Typhalter för hygge Typhalt för jordbruksläckage, baserade på: Antal djurenheter Dagliga värden för rutor om 4*4 km Kalibrering ca 230 st, validering ca 130 st 25*25 km SMHI Översiktskartan (Röda Kartan) 1: 250000, Lantmäteriet SMHI Regleringsföretag SMHI SLU, mätdata från små homogena områden hämtade från nationella, regionala och intensiva miljöövervaknings-programmen för sötvatten Årsmedelvärden Hav-90 (Löfgren och Olsson 1990) Avrinningskarta, SMHI Årsmedelvärden Hav-90 (Löfgren och Olsson 1990) SCB, Lantbruksregistret 1999 per församling Jordartssammansättning Raster SLU (Eriksson et al. 1999) (interpolerat) Fosforinnehåll i matjorden Raster SLU (Eriksson et al. 1997) (interpolerat) Punktutsläpp: Utsläpp från reningsverk Ca 1 150 st Naturvårdsverket (mätningar och schabloner) Bearbetning SMHI och SLU Bearbetning SMHI Rastrerat av SLU Kompletterade med utsläppskoordinater Utsläpp från större industrier Ca 130 st Naturvårdsverket (mätningar) Kompletterade med utsläppskoordinater Utsläpp från enskilda avlopp uppdelade på TRK-områden Övriga underlag för kväveretentionsberäkning: Recipientdata och miljöövervakningsdata för sötvatten från mätstationer för kalibrering Sjödjup- och sjövolym Ca 500 mätplatser 1) Förkortningar: DMN Databas för miljö- och naturvård, Länsstyrelserna HELCOM Helsingforskommissionen OSPAR Oslo - Pariskommissionen IAKS Integrerat administrativt kontroll system, Jordbruksverket MATCH Atmosfärs-kemisk modell, SMHI Antal året-om-boende och antal fritidshus med enskilt utsläpp från SCB, schabloner från Naturvårdsverket SLU, DMN 1, länsstyrelser, samt från projektet Kväve från land till hav (Naturvårdsverket 1997) SMHI, mätningar samt skattningar utifrån region och sjöarea Belastning på havet TRK Transport Retention Källfördelning 15

4.1 Områdesbeskrivning Sverige är indelat i 119 huvudavrinningsområden (se fig. 2). Dessa definieras som de vattendrag vars avrinningsområden vid mynningen i havet har en areal från ca 200 km 2 och uppåt. De är numrerade och börjar i norr med Torneälven som nummer 1. Mellan två huvudavrinningsområden finns ett landområde, inom vilket det kan finnas ett eller flera mindre vattendrag med mynning i havet. Dessa kallas kustvattendrag och landområdet kustområde (som numreras utifrån omkringliggande huvudavrinningsområden, t.ex. kustområde 52/53 mellan vattendragen 52. Gavleån och 53. Dalälven). Huvudavrinningsområdena samt kustvattendragen har vidare delats in i mindre delavrinningsområden (ca 12 000 stycken i Sverige) med en genomsnittlig area av ca 40 km 2. Huvud- och delavrinningsområdena finns beskrivna i SMHI rapporter (1994, 1996, 1998, 2000). Uppgifter om vattendelare, hydrologisk koppling, andel sjö samt sjödjupsförhållanden i de olika delavrinningsområdena finns i Svenskt Vattenarkiv (SVAR) på SMHI. I TRK-projektet har de olika markanvändningarnas areal beräknats för de små delavrinningsområdena, medan brutto- och nettobelastningen samt retentionsberäkningen utförts för något större avrinningsområden, som benämns TRK-avrinningsområden. Sverige har delats in i 1 000 TRK-områden med en area som i södra Sverige i regel ligger mellan 200 450 km 2 och i norra 400 700 km 2 (fig. 3). De omfattar både huvudavrinningsområdena och mellanliggande kustområden. Öar längs kusten, utom de största (Öland, Gotland, Orust och Tjörn), ingår f.n. inte i SMHIs delavrinningsområden, men belastningen har beräknats separat för dessa. TRK-systemet är uppbyggt för att göra alla beräkningar på delavrinningsområdesskalan (dvs. för de 12 000 delavrinningsområdena), men det bedömdes inte genomförbart i detta projekt på grund av tids- och ekonomiska resurser, osäkerheter i indata och målet att uppnå rimliga kvalitetskrav. Figur 2. Huvudavrinningsområden 16 Belastning på havet TRK Transport Retention Källfördelning

Figur 3. TRK-områden Belastning på havet TRK Transport Retention Källfördelning 17

Sveriges omkringliggande hav har delats upp i 6 bassänger (figur 4), nämligen Bottenviken, Bottenhavet, Egentliga Östersjön, Öresund, Kattegatt och Skagerrak. Göta älv hänförs till Kattegatt, men mynnar i gränsområdet mellan Kattegatt och Skagerrak och påverkar båda havsbassängerna. Figur 4. Indelning i havsbassänger. Beräkningen av jordbruksläckagehalter har baserats på SCBs produktionsområden, varav några har delats för att bättre ta hänsyn till de klimatgradienter som finns i de ursprungliga områdena. De 22 utlakningsregioner som har använts i projektet framgår av figur 5. 18 Belastning på havet TRK Transport Retention Källfördelning

180 150 170 160 140 130 110 52 120 60 90 51 100 40 80 12 71 72 30 21 22 11 Figur 5. Utlakningsregioner. Regionerna baseras på SCBs produktionsområden, varav några har delats. I TRK-projektet har till produktionsområdesbeteckningarna lagts en etta/tvåa för att markera de delade områdena och en nolla till odelade områdena. För skogsläckageberäkningar har Sverige delats in i tre delar. Gränsen mellan norra och södra Sverige har dragits längs norrlandsgränsen (limes norrlandicus). För att den inte skall skära genom huvudavrinningsområden vid retentionsberäkningarna har den anpassats till att följa södra gränsen av Dalälvens avrinningsområde. För södra Sverige har en uppdelning skett i sydvästra och sydöstra Sverige, där gränsen följer huvudvattendelaren mellan tillrinningsområdena för Egentliga Östersjön inklusive Öresund och för Västerhavet (Kattegatt och Skagerrak). 4.2 Bestämning av arealer av olika markanvändningar Uppgifter om den allmänna marktäckningen har baserats på Översiktskartan (tidigare röda kartan) från Lantmäteriet med upplösning 1:250 000. Ytorna från vektorskikten i Översiktskartan har lagts samman och resultatet har rastrerats rikstäckande med 25 m upplösning för att få gränserna mer exakt. Utanför Sverige har en komplettering skett med hjälp av marktäckningsrastret från GRID-Arendal för Östersjöns avrinningsområde. Det innebär att uppgifter om areor för jordbruksmark och hygge saknas för tillrinningsområden som ligger i Finland och i Norge. Öppen mark norr om 6750000 respektive väster om 1765000 i Rikets koordinatsystem har klassats som fjäll. Sankmark/myr inom fjällområdet har benämnts fjällmyr, övrig sankmark har betecknats lågmyr. Okänd mark har klassats som skog. Belastning på havet TRK Transport Retention Källfördelning 19

Översiktskartans marktäckning har överlagrats med jordbruksmark enligt Jordbruksverkets blockdatabas och databasen IAKS (Integrerat Administrativt Kontroll System), som är underlaget för ansökningar om jordbruksstöd från EU. IAKS är juridiskt bindande, varför den har tillåtits dominera om det fanns konkurrerande arealuppgifter och överlagringen beskrivs närmare nedan. En överlagring har också gjorts för avverkad skogsareal enligt Skogsstyrelsens statistik över kalavverkning vilket beskrivs nedan. Arealen av varje marktäckning har sedan beräknats för varje delavrinningsområde. Ytan av alla marktäckningsklasser har summerats och jämförts med delavrinningsområdets geometriska areal. Över- eller underareal har korrigerats proportionellt för alla klasser utom för jordbruk och hygge, så att summan av delarealerna har blivit lika med den geometriska arealen. Delavrinningsområden enligt SMHI:s indelning har kompletterats med ett mer heltäckande skikt för att inkludera areal på öar. Detta har åstadkommits genom att kombinera delavrinningsområden med SMHI:s havsområden. Gränslinjer mellan delavrinningsområden och havsområden har justerats vid kusten, varvid överlappande områden har räknats till kustområdena. Areal på öar har tilldelats det havsområde som finns närmast mittpunkten. För de nordliga belägna öarna Holmöarna, Bonden och Gran har havsbassängstillhörighet skapats. Den i projektet framtagna markanvändningen i Sverige redovisas i figur 6 och sammanställt som markanvändningen i tillrinningsområdena till havsbassängerna i tabell 2. Figur 6. Markanvändning i Sverige. Förstoringen visar ett avsnitt norr om Vänern med delar av Karlstad längst ner till höger samt Frykensjöarna centralt i utsnittet. 20 Belastning på havet TRK Transport Retention Källfördelning

Tabell 2. Markanvändningen i tillrinningsområden till havsbassängerna, km 2. Hygge Skogsmark Jordbruksmark Def.+Odef. Öppen mark Kalfjäll Glaciär Fjällmyr Sankmark Sjöar Tätort Summa Bottenviken 75 053 3 987 950 2 599 22 292 480 233 15 215 8 307 384 129 500 Bottenhavet 121 391 13 772 3 966 3 393 18 004 4 1 342 13 794 12 956 1 056 189 677 Östersjön 44 166 1 815 17 095 6 196 0 0 0 2 222 12 507 2 118 86 119 Öresund 495 12 1 983 311 0 0 0 9 20 198 3 028 Kattegatt 41 470 2 330 9 564 4 653 84 0 1 2 390 4 750 1 916 67 159 Skagerrak 3 023 97 887 709 0 0 0 118 451 110 5 396 Summa 285 598 22 013 34 446 17 861 40 379 483 1 576 33 749 38 991 5 783 480 878 Utom Sverige 17 427 1 922 8 269 228 2 1375 77 29 301 Sverige 268 171 22 013 34 446 15 938 32 110 255 1 576 33 747 37 615 5 706 451 577 4.2.1 Jordbruksmark Jordbruksarealer har erhållits från Jordbruksverkets blockdatabas och databasen för EU-stödansökningar IAKS. Jordbruksarealerna är i databaserna indelade i block motsvarande jordbruksfält som hör samman utan avbrott av naturliga hinder som vägar eller av administrativa gränser som län. Geometrin för blocken lagras i blockdatabasen och sökt stödareal lagras i IAKS-databasen. De har en kopplingsnyckel för sammanlänkning, vilken är koordinatbaserad och anges med 11 siffror. Kopplingsnyckeln ändras vid anmärkning på felaktig eller ändrad geometri av jordbruksföretagaren, men blockdatabasen uppdateras inte samtidigt med IAKS, vilket gör att ändrade block inte matchar i databaserna periodvis. De data som använts för beräkningen är blockdatabaserna för 1999 och 2000, samt IAKS för 1999. IAKS-arealerna har jämförts med motsvarande blocks arealer. Jordbruksverkets toleranser för avvikelse mellan block-area och IAKS-area är indelade i fyra storleksberoende klasser med inbördes något olika kriterier (tabell 3). Tabell 3. Teknisk tolerans av avvikelser (IAKS>block area) mellan IAKS och blockdatabasens area. Area av block (ha) Tillåten avvikelse 0 2,0 0,1 ha 2,01 20,0 5 % 20,01 50,0 1 ha > 50,01 2 ha Inom projektet har arealerna hanterats enligt Jordbruksverkets toleransgränser, så att de IAKS-arealer som föll inom toleransgränsen fick kvarstå, dvs IAKS-arealen kan då överstiga blockets geometriska areal med ca 5 %. I de fall då IAKS arealuppgift har överstigit blockets areal med mer än vad Jordbruksverkets toleranser tillåter, har IAKS-arealen reducerats till blockytans area. Då kopplingsnyckeln i IAKS saknade motsvarande block 1999 har vi i projektet undersökt om koordinaterna för IAKS-arean var geografiskt placerade inom något block 1999 eller 2000. Ett cirkulärt block med IAKS-arealen har skapats när inget block motsvarade IAKS-koordinaterna. Ingen kontroll har gjorts om cirklarna överlappade andra block eller varandra geometriskt. Koordinaterna för IAKS har även använts för att kontrollera att IAKS-arealen ligger inom det block den hade kopplingskod till. När jordbruksblocken skar över gränser mellan två delavrinningsområden, har de vektorbaserade blocken fördelats med proportionell fördelning av blockens grödor på delavrinningsområdena. Blocken 1999, med tillägg från 2000, och cirklarna har rastrerats med 25 m upplösning och 50 % gräns och har sedan lagts in i marktäckningen som jordbruksmark. För att hantera beräkningen av bruttobelastning från olika markanvändningar har en markanvändningstabell sammanställts fördelad per delavrinningsområde. I denna ingår för jordbruksmark fi ktiv jordbruksmark, defi nierad jordbruksmark och odefi nierad jordbruksmark. Fiktiv jordbruksmark utgörs av överskjutande areal av den rastrerade blockytan i jämförelse med den vektorbaserade blockytans area (den rastrerade blockytan är något större än den vektorbaserade blockytans area på grund av att rastreringen har utförts med 50 % gräns). Definierad jordbruksmark motsvarar area av sökt stöd i IAKS med justering enligt toleransgränserna ovan. Odefinierad jordbruksmark motsvarar area av block som helt eller delvis saknar sökt stödarea och därmed inte har någon definierad gröda (men som antogs utgöras Belastning på havet TRK Transport Retention Källfördelning 21

av jordbruksmark). Fiktiv jordbruksmark har inom projektet antagits vara skogsmark. Den odefinierade jordbruksmarken har antagits utgöras av åkermark som inte anmälts för stöd, betesmark som inte anmälts eller nedlagd åkermark. Den definierade jordbruksarealen enligt IAKS har antagits ha högst prioritet och noggrannhet genom de juridiskt bindande uppgifterna. Om IAKS-arean alltid var lika med eller mindre än blockytans area skulle all definierad och odefinierad jordbruksarea rymmas inom den rastrerade blockytans area, men eftersom visst överskridande av IAKS-arean har godtagits har markanvändningstabellen justerats för att inte inkludera överlappande area. Då IAKS-arealen var större än blockytan (maximalt ca 5 % större enligt Jordbruksverkets toleransgräns) har den fiktiva jordbruksmarken minskats i markanvändningstabellen med motsvarande area. När IAKS-arealen var större än även den fiktiva jordbruksmarken, har i första hand areal öppen mark minskats och i andra hand övriga marktäckningsklasser utom hygge proportionellt mot deras respektive areal. 4.2.2 Avverkad skogsmark Efter en slutavverkning av skogsarealer sker en återetablering av vegetationen med tiden, vilken varierar i hastighet i landet. I södra Sverige tar det 3 till 6 år och ofta dominerar gräs på hygget innan plantor och lövuppslag skuggar marken. I norra Sverige tar etableringen avsevärt längre tid innan vegetationen kan ta upp tillgängligt kväve, i vissa fall mer än 10 år (Lundmark 1999, Löfgren och Olsson 1990). För fosfor bedöms att etableringen av vegetationen tar 3 år efter avverkning i hela Sverige innan tillgängligt fosfor tas upp (Löfgren och Olsson 1990). Arealer av slutavverkad skogsmark för södra Sverige har erhållits från Skogsstyrelsens databas Kotten digitalt för 1997 2000. För norra Sverige har denna kompletterats med uppgifter från Skogsstatistisk årsbok om avverkning 1989 1996 på länsnivå. För norra Sverige gäller därmed hyggesarealerna under 12 år och för södra Sverige 4 år för kväveberäkningarna. För fosfor har enbart arealerna för 3 år använts (1998 2000). Avverkade arealer har kopplats till delavrinningsområde. Skogsarealen från översiktskartan har reducerats med hyggesarealen. I tre delavrinningsområden har avverkad areal överskridit tillgänglig areal skogsmark och då har arealen för övriga marktäckningar, utom jordbruksmark, minskats proportionellt. I ett fall har avverkad skogsmark överskridit hela delavrinningsområdets area och då har den minskats till delavrinningsområdets geometriska area. För huvudavrinningsområdena som dräneras till Bottenviken har hyggesarealen beräknats till mellan 4 och 8 % av total skogsareal, till Bottenhavet mellan 7 och 17 % samt för södra Sverige mellan 2 och 6 %. Eftersom databasen Kotten utgörs av anmäld avverkning kan hyggesarealerna vara överskattade. 4.3 Typhalter för kväveberäkning Sammanställning av typhalter för jordbruksläckaget i olika utlakningsregioner för olika jordarter och grödor återfinns i bilaga 1, tabell 3. För de övriga markanvändningarna återfinns typhalterna i bilaga 2. 4.3.1 Indata till och beräkning av typhalter för jordbruksmark En generaliserad beskrivning av utlakningen krävs, om den samlade utlakningen från all åkermark i ett större område, eller som i detta fall för hela Sverige, ska beräknas. I detta arbete har en matematisk modell, SOIL/SOILN, och ett till denna kopplat simuleringsverktyg, SOILNDB (Johnsson et al. 2002) använts, för att göra denna generalisering. Modellen beräknar rotzonsutlakningen av kväve för olika kombinationer av grödor, gödsling, normskörd, jordbruksstrategier (som tidpunkt för jordbearbetning, sådd och skörd), jordart och klimatfaktorerna nederbörd, temperatur, solinstrålning, luftfuktighet och vindhastighet samt avrinning. SOIL är en hydrologisk modell som simulerar omsättningen av vatten i en markprofil och SOIL-N är en växtnäringsmodell som simulerar växtnäringsbalansen i en markprofil med ett stort antal processer inkluderade (figur 7). 22 Belastning på havet TRK Transport Retention Källfördelning

Figur 7. Schematisk skiss över SOIL-N-modellen och simulerade processer i modellen. SOIL/SOIL-N-modellen användes inom projektet Kväve från land till hav (Naturvårdsverket 1997) för att utreda hur långt man hade kommit i reduktionen av kvävebelastningen på havet mellan 1985 och 1995. Sedan dess har simuleringsverktyget SOILNDB utvecklats. Programmet SOILNDB är uppbyggt som ett skal runt modellerna SOIL/SOILN och en parameterdatabas. Val av indata är länkade till procedurer för automatisk parameterisering av modellen från data i parameterdatabasen. Parameterdatabasen genererar alltså specifika uppgifter, till exempel om markens fysiska och kemiska beskaffenhet, för beräkningarna från de indata angående jordart etc. som angetts. Med SOILNDB kan de arbets- och tidskrävande momenten att sätta parametrar, köra modellen och presentera resultat reduceras, vilket effektiviserar beräkningarna och gör det möjligt att utföra beräkningar för många olika odlingssituationer. Effektiviseringen möjliggör att ett eller flera fält med flera års odling kan beräknas i en följd, växtföljd, till skillnad från beräkningarna i projektet Kväve från land till hav, vilka baserades på antagande om monokultur. Kväveutlakningen varierar kraftigt från år till år, huvudsakligen beroende på stor variation i avrinningen. Att bestämma utlakningen för enskilda år och jämföra dessa för att t.ex. utröna resultatet av förändrade odlingsåtgärders effekt på utlakningen kan därför bli starkt missvisande. En normaliserad väderleks- och avrinningssituation är därför en bättre bas för en sådan bedömning. Utlakningen har därför baserats utgående från en längre tidsperiod av väderdata som representerar ett normalklimat och utifrån detta har årsmedelutlakningen eller normalutlakningen beräknats (i analogi med de av SCB för vart år beräknade normskördarna). SOILNDB genererar normaliserat årsmedelvärde av bruttoläckaget (normalutlakningen) vid rotzonen på 1,5 m djup, kg/ha och år, och genererar även medelkoncentrationen (typhalter) i rotzonen från jordbruksmark, mg/l, för en matris av olika typsituationer med kombinationer av grödor, jordar, regioner (klimat) och gödsling. Eftersom beräkningarna av typhalter är mycket tidskrävande har antalet regioner för vilka beräkningar utförts begränsats till 22 områden, eller utlakningsregioner, för hela Sverige. Utlakningsregionerna baseras på indelningen av SCBs 18 produktionsområden på jordbruksmark, PO18. Fyra av de 18 produktionsområdena har delats för att ta hänsyn till stora nederbördsgradienter vilket ger totalt 22 stycken Belastning på havet TRK Transport Retention Källfördelning 23

utlakningsregioner (figur 5, avsnitt 4.1). Produktionsområde 1 Skåne-Hallands slättbygd har således delats i utlakningsregion 1a och 1b, produktionsområde 2 Sydsvenska mellanbygden i regionerna 2a och 2b, produktionsområde 5 Vänerslätten i regionerna 5a och 5b, samt produktionsområde 7 Sydsvenska höglandet i utlakningsregionerna 7a och 7b. Inom projektets databaser har beteckningarna ändrats med tillägg av en etta/tvåa för att undvika beteckningarna a och b vid datorberäkningarna samt nolla för icke delade områden, d.v.s. 1a=11, 1b=12, 2a=21, 2b=22, 3=30 osv. För varje utlakningsregion har klimatstationer valts ut som är så representativa som möjligt för respektive region. Dagliga observationer av nederbörd, vind, temperatur, luftfuktighet och solinstrålning från tjugoårsperioden 1980 1999 har använts för långtidssimuleringarna med SOILNDB. Tjugo år har ansetts vara en tillräckligt lång tidsperiod för att representera ett normalväder. Nederbörden i klimatserien har iterativt anpassats tills avrinningen beräknad enligt SOIL överrensstämde med medelavrinningen på flerårsbasis för regionen (s k. målavrinning). Målavrinningen har baserats på SMHIs Sverigetäckande långtidsmedelavrinning 1961 1990, som bygger på beräkningar i ett rutnät om 25*25 km (Brandt et al. 1994), och en utmaskning av jordbruksmarken. Växtsekvenser (växtföljder) med en längd av 10 000 år har skapats för varje region. Följden av grödor i dessa har slumpats med hjälp av en för ändamålet skapad växtföljdsgenerator. Sannolikheten för förekomst av olika grödor i växtsekvensen har viktats i proportion till deras areella förekomst. Det innebär att om en gröda exempelvis täckt 10 % av den total arealen av simulerade grödor i en region så har den också förekommit under 10 % av åren i växtsekvensen. SCBs arealstatistik baserad på lantbruksregistret 1999 sammanställd för de 18 produktionsområdena har utnyttjats för skapa växtsekvensen. Slumpningen har utförts så att vissa kombinationer av grödor ej tillåtits förekomma. Dessa begränsningar har motiverats av att dessa grödkombinationer ej är möjliga eller att de aldrig förekommer. Uppgifter om normskörd för grödor har erhållits för de 18 produktionsområdena 1999 från SCB, Lantbruksregistret. Sammanställningen om normskörd baseras på att grödan odlas i tillräcklig omfattning för att ge ett beräkningsunderlag. Uppgifter om slåttervall insamlades inte 1998 1999 utan en trendlinje har använts för att ge normskörden 1999 från uppgifter från 1997. Normskörden för en gröda i ett produktionsområde har beräknats av SCB som ett arealvägt medelvärde av grödans normskördar med grödoarealerna i skördeområdet (SKO) och skördeområdets andel inom produktionsområdet som vikt. Handelsgödselgiva och stallgödselgiva (kg N/ha) har levererats från SCBs gödselmedelsundersökning 1999, per 18 produktionsområden. Gödselgiva på våren respektive på hösten, tidpunkt för gödsling vår och höst samt uppgifter om skörderester har levererats från samma undersökning. Jordarten är viktig för jordbruksläckageberäkningarna. Jordartskartan för åkermark i Sverige har producerats i samband med en inventering av miljötillståndet i Svensk åkermark, som utfördes av SLU och SCB på uppdrag av Naturvårdsverket och Jordbruksverket (Eriksson et al. 1999). Proverna är tagna i matjorden och sammanlagt cirka 3 100 prover ligger till grund för kartan, vilket motsvarar cirka 1 prov per 900 ha åkermark. Jordarterna är indelade i 12 internationella jordartsklasser (10 klasser finns representerade i Sverige), enligt FAOs standard (Food and Agricultural Organization of the United Nations). Data från inventeringen har extrapolerats inom projektet för att få en heltäckande jordartskarta på åkermark i Sverige (figur 8). 24 Belastning på havet TRK Transport Retention Källfördelning

Figur 8. Jordartskarta för åkermark, baserad på Eriksson et al. (1999). Halten organiskt material i marken har för samtliga jordar och regioner satts till medelvärdet för mineraljordar i Sverige (4,3 %) enligt den riksprovtagning av svenska jordar som nyligen genomförts (Eriksson et al. 1997). Normalutlakningen och typhalterna har beräknats för kombinationer av gröda-jordart-utlakningsregion för varje gröda med areal > 1 % av totala åkerarealen och för jordarter med arealtäckning > 1 % av totala arealen åkermark inom utlakningsregionen. Normalutlakning och typhalter för totalt 13 grödor har beräknats och uttag av arealer från IAKS har utförts med gruppering enligt de 13 grödorna (bilaga 1). Även betesmark finns representerad och typhalten har beräknats som ogödslad vall. Grödor som upptar en mycket liten yttäckning har summerats vid uttaget från IAKS inom beteckningen små grödor. Typhalter för de små grödorna har beräknats som medel av typhalter för alla grödor exklusive vall och bete på respektive jordart. Den odefinierade jordbruksmarken har ansatts en typhalt som består av medelvärdet av typhalterna för samtliga grödor inklusive bete som finns inom respektive utlakningsregion. För beräkning av jordbruksmarkens naturliga läckage av kväve, det s.k. bakgrundsläckaget, har typhalten för bete (ogödslad vall) valts. När en kombination av gröda-jordart-utlakningsregion existerar med mindre ytrepresentation av grödan eller jordarten än 1 %, har typhalten beräknats som ett medelvärde av typhalter inom samma utlakningsre- Belastning på havet TRK Transport Retention Källfördelning 25

gion för en mer representerad kombination av gröda-jordart. I första hand har ett medelvärde av typhalter för gällande gröda med samtliga beräknade kombinationer av jordarter använts, i andra hand (om typhalten för grödan inte beräknats på någon jordart inom gällande utlakningsregion) medelvärdet av typhalter för alla beräknade grödor utom vall och bete på aktuell jordart och i sista hand (om typhalten inte beräknats för någon gröda med aktuell jordart inom gällande utlakningsregion) ett medelvärde av typhalten för alla grödor utom vall och bete av samtliga beräknade kombinationer av jordarter. Beräknad normalutlakning och typhalter för jordbruksmarkens läckage återfinns i bilaga 1. För att göra en heltäckande beräkning av jordbruksmarksläckaget för Sverige har varje delavrinningsområde kopplats i GIS till en utlakningsregion. Inom delavrinningsområdet har jordbruksblocken fått tilldelning av jordart från jordartskartan vilket kopplas till respektive grödas areal inom blocket. Dominerande jordart inom blocket har antagits som gällande jordart inom blocket. Arean för varje grödajordart kombination har sedan summerats per delavrinningsområde. Nyckeln för tilldelning av typhalter för jordbruksmark är därmed utlakningsregion, gröda och jordart. I underlagsrapporten Kväveläckage från svensk åkermark Beräkningar av normalutlakning för 1995 och 1999, finns en utförligare modell- och beräkningsbeskrivning. 4.3.2 Typhalter för skogsmark Markläckaget från skogen är normalt lågt och är mindre än det atmosfäriska nedfallet, vilket innebär att skogen tar upp kväve. Det mesta av den kunskap som inhämtats om kväveförlusterna från skogsmark till ytvatten baseras på undersökningar utförda i små, heterogena områden med varierande inslag av olika marktyper och förekomst av ytvatten. De kväveförluster som uppmätts är därför inte representativa för enhetliga skogsbestånd på enhetliga jordar utan de är snarare representativa för den mosaik i landskapet som lite större skogsområden uppvisar. Kväveförlusterna skattas dessutom normalt från uppmätta halter och vattenflöden i små bäckar, vilket innebär att retention i vegetation och mark haft full verkan både i in- och utströmningsområden. Detta skiljer skattningarna från jordbruksmark där förlusterna skattas direkt under rotzonen varefter markretentionen simuleras för att beräkna läckaget till ytvattensystemen. I detta arbete har nya flödesvägda typhalter för förluster av kväve från skogsmark med växande skog och hyggen tagits fram för de fyra årstiderna för sydöstra respektive sydvästra Sverige (Löfgren och Westling 2002), baserade på mätningar i 23 små skogsdominerade avrinningsområden, varav nio ligger i naturreservat och är obrukade skogsområden. Gränsen mellan sydvästra och sydöstra Sverige följer huvudvattendelaren i södra Sverige mellan Östersjöns och Västerhavets tillrinningsområden. Medianvärdet baserat på flödesvägda månadshalter för perioden 1984 1999 har använts som typhalter av kväveförluster från växande skog. Vid tidigare beräkningar av skogsmarkens bidrag av kväve har det linjära sambandet mellan årlig avrinning och arealförluster utnyttjats, samt antagandet att nitratutlakningen varit högre från skog med hög bonitet (Löfgren och Olsson 1990). Skogsmark med hög bonitet har konstaterats sammanfalla i stort sett med områden där man kan befara kvävemättnad och därmed hög utlakning från skogsmark. Löfgren och Westling (2002) konstaterar att höga nitrathalter i markvatten främst har återfunnits i en smal zon längs landets kuster med hög kvävedeposition och att det främst är i dessa områden som förhöjd nitratutlakning eventuellt kan förväntas från växande skog, utan insektsangrepp eller andra påtagliga störningar. Stort förråd av kväve i skogsmarken i kombination med hög deposition av kväve har i internationella studier visat sig ge höga nitratförluster (sammanställning av Löfgren och Westling 2002). Depositionen av krondropp i Sverige når dock, enligt Löfgren och Westling, sällan de höga mängder som observerats ge signifikanta förändringar i läckaget av kväve. Inom den nya sammanställningen har det konstaterats förhöjd nitratläckageutlakning i endast ett (Pipbäcken nedre, vid Hallandskusten) av de 9 avrinningsområdena med obrukad skog (referensområden) som inkluderades i studien. Varken deposition, bonitet, eller C/N-kvot (som mått på kväveförrådet i marken) har därför använts av Löfgren och Westling för att korrigera kväveutlakningen från växande skog. Motsvarande underlag saknas för mellersta och norra Sverige (tillrinningsområdena till Bottenhavet och Bottenviken), vilket har inneburit att skattningarna för dessa områden är identiska med de som användes i Hav-90 (Löfgren och Olsson 1990). Gränsen mellan norra och södra Sverige har antagits följa limes norrlandicus. Typhalter och regressionsmodeller enligt Hav-90 har kontrollerats mot resultat från mätningar som utförts i små skogsområden i norra och mellersta Sverige efter 1990. Utgående från lutningen på regressionssambandet i Hav-90 mellan oorganisk och organisk årskväve- 26 Belastning på havet TRK Transport Retention Källfördelning

mängd och avrinning har en typhalt (mg/l år) tagits fram för norra Sverige. Halterna har i TRK-projektet dessutom säsongsanpassats för att fånga den årsdynamik som syns i mätdata från små skogsområden. Den oorganiska halten är högst under våren och lägst under sommaren (faktor 0,5 2 av årstyphalten), medan den organiska halten är högst under sommaren samt hösten men med mindre variationer under året (faktor 0,9 1,1) än för oorganiska halten (bilaga 2). 4.3.3 Typhalter för avverkad skogsmark Förhöjd utlakning av kväve efter kalavverkning uppträder nästan alltid enligt de undersökningar som utförts både i Sverige och andra länder. Förhöjningen beror främst på att trädens tidigare upptag försvinner och att avrinningen ökar (Nohrstedt 1993). Typhalten för kväveförlusten vid skogsavverkning i norra Sverige har ansatts till 3 gånger skogsläckaget. Ökningen påverkar dock endast typhalten för oorganiskt kväve, som ansatts utan säsongsdynamik, medan typhalten för organiskt kväve ej ändrats jämfört med skogstyphalten i enlighet med metodik föreslagen i Hav-90 (Löfgren och Olsson 1990). Vad avser hyggen i södra Sverige har Löfgren och Westling (2002) skattat typhalter som är förhöjda jämfört med typhalten för skog samt ett samband mellan kvävedeposition och halten oorganiskt kväve i markvatten (rotzonsdjup) i områden med ett förhöjt nedfall av atmosfäriskt nedfall. Halterna är framtagna utifrån undersökningar av yt- och markvattenhalter i små områden. Kväveretention sker under vattnets väg från rotzon till ytvatten, vilket gör att markvattenhalterna normalt är något högre än i ytvattnen. Typhalter baserade på markvattenhalter antas ge en överskattning av nettobelastningen från hyggen, men samtidigt är avrinningen förhöjd från hyggen. Typhalterna för oorganiskt kväve från hygge som baseras på halterna i markvatten kan således leda till en viss överskattning, men en viss kompensation sker genom att avrinningen från hygge vanligtvis underskattas i beräkningar av utlakning. Löfgrens och Westlings (2002) sammanställning av kväveförluster från hyggen visar ett samband mellan oorganiskt kväve i markvatten och totaldeposition av oorganiskt kväve över en depositionsnivå på ca 8 kg N/ha och år för hyggen. Över denna depositionsnivå läggs sålunda ett extra tillskott av oorganiskt kväve på skogstyphalten, vilket styrs av detta regressionssamband. Under denna nivå är säsongstyphalterna för oorganiskt kväve likartade för sydvästra respektive sydöstra Sverige, men på en något högre nivå än från växande skog. Typhalten för organiskt kväve påverkas däremot inte utan överensstämmer med skogstyphalten. Beräkningar för södra Sverige har gjorts i enlighet med Löfgren och Westling (2002): Alternativ 1. Hög kvävedeposition (N dep < 8 kg N/ha): Tot-N hygge (kg N/ha,år) = avrinning*([org-n] typvärde skog + (0.2619*N dep -1.1497)) Alternativ 2. Låg/normal kvävedeposition (N dep < 8 kg N/ha): Tot-N hygge (kg N/ha,år) = avrinning*([org-n] typvärde skog + [Oorg-N] hygge ) där [Org-N] typvärde skog = Organisk kvävehalt för skog (mg /l) [Oorg-N] hygge = 0.95 mg/l N dep = Totaldepositionen av oorganiskt kväve 1997 för skogsmark (kg N/ha,år) enligt på MATCH-modellen. Kvävedepositionen på hyggen har hämtats från MATCH-modellen, 20x20 km rutor, och medianvärdet för TRK-områdena har sammanställts och använts. Övriga skogsbruksåtgärder såsom gödsling, dikning, markberedning, har ej hanterats specifikt. 4.3.4 Typhalter för sankmark Det som på översiktskartan står för sankmark kan vara allt från fattig myrmark till produktiva kärr och våtmarker. Kvävebelastningen är i regel större från marker täckta av torv än från skogsmarker. I TRKprojektet har samma antagande använts som vid beräkningarna av Hav-90 (Löfgren och Olsson 1990). Det innebär att sankmarken läcker dubbelt så mycket organiskt kväve som skog, dvs den organiska typhalten är 2 gånger den organiska typhalten för skog, medan de oorganiska fraktionerna läcker lika mycket som skogen. Säsongsdynamiken överensstämmer med den för skogen. 4.3.5 Typhalter för kalfjäll, glaciär och fjällmyr Kvävebelastningen och typhalter i vattnet från kalfjäll, glaciär samt för fjällmyr har ansatts utgående från mätdata i fjällvattendrag med dominerande andel kalfjäll (> 60 %). Liksom för skog har halterna säsongs- Belastning på havet TRK Transport Retention Källfördelning 27

anpassats för att fånga den årsdynamik som syns i mätdata. Den oorganiska halten är högst under våren och vintern samt lägst under sommaren och hösten (faktor 0,3 2 av årsmedianvärdet), medan den organiska halten är högst under sommaren och lägst under vintern (faktor 0,8 1,1). 4.3.6 Typhalter för övrig öppen mark Till den övriga öppna marken hör allt ifrån vägar och outnyttjad mark kring vägar, impediment, hällmark, villabebyggelse, nedlagd åkermark osv. Typhalter som överensstämmer med skogstyphalterna för motsvarande region har ansatts utom för de allra sydligaste utlakningsregionerna i Skåne, längs Hallands och Blekinges kuster (utlakningsregion 1a, 1b, 2a och 2b, figur 5). Där har inslaget av bebyggelse bedömts som stort, markerna är öppna och liknar mer betesmark. För markslaget övrig öppen mark i dessa områden har därför valts årstyphalten för betesmark enligt SOILNDB-modellberäkningarna. 4.3.7 Dagvatten från hårdgjorda ytor i tätorter Dagvatten från hårdgjorda ytor i tätorter behandlas inom projektet som diffus källa eftersom beräkningen av utsläpp från hårdgjorda ytor baseras på areal av hårdgjorda ytor. I rapporteringen till HELCOM har dagvatten från hårdgjorda ytor i tätorter och koncentrerad bebyggelse uppskattats med schabloner för halten av total kvävekoncentration i dagvatten enligt en rapport från Chalmers tekniska högskola (Karlsson och Svensson 1997). Rapporten föreslår schabloner för andel hårdgjord yta av areal tätort, andel avdunstning av total nederbörd samt andel av hårdgjord yta som är kopplad till dagvattensystem. I rapporten delades Sverige in i sju regioner och schabloner ansattes för varje område. Belastningen F beräknades genom (Karlsson och Svensson 1997): F=c*a*A*P(1-b) där c= koncentration av förorening a= andel hårdgjord yta som avvattnas till dagvattensystemet A= area hårdgjord yta i området P= nederbörd b= total förlust genom avdunstning Andelen hårdgjord yta som avvattnas till dagvattensystemet anges per markanvändning inom tätorten. Även fördelningen av olika markanvändningar inom tätorter har tagits från Karlsson och Svensson 1997. 4.3.8 Kvävedeposition på sjöar Atmosfäriska kvävenedfallet på sjöar har hämtats från MATCH-modellen (Lagner et al. 1996), som ger nedfallet i oxiderat samt reducerat kväve i 20*20 km rutor. I markläckagen är nedfallet inkluderade, men för sjöar har nedfall av torr- och våtdeposition använts. Torrdepositionen har beräknats utgående från beräkningar för 1997 på månadsbasis. Våtdepositionen har däremot beräknats genom att multiplicera beräknade koncentrationsvärden 1997 med uppgifter om daglig nederbörd för hela beräkningsperioden. 4.3.9 Typhalter för naturlig bakgrundsbelastning All mark läcker mer eller mindre kväve, men det kväveläckage som människan kan reducera och förändra är det som är mänskligt påverkat. Det är därför viktigt att beräkna det antropogena bidraget av kväve till havet. Det har gjorts genom att subtrahera den naturliga bakgrundsbelastningen från bruttobelastningen för respektive markanvändning och därefter subtrahera den beräknade totala retentionen för att slutligen få den antropogena nettobelastningen. I TRK-projektet har markläckaget (belastningen) från fjäll, glaciär, skog (ej hygge), sankmark och övrig öppen mark ansatts som naturlig bakgrundsbelastning. Visserligen är alla dessa marktyper mer eller mindre påverkade av människan, men det verkar inte ha orsakat några stora förändringar i läckaget från marken. Löfgren och Westling (2002) har i sina studier från södra Sverige visat att brukade skogar läcker ungefär lika mycket som referensskogsområden. De diffusa markläckage som har bedömts vara påverkade av mänsklig verksamhet är då de som kommer från jordbruksmark och hyggen samt dagvatten från hårdgjorda ytor. Den med SOILNDB-modellen framräknade kvävetyphalten för betesmark för respektive jordart och utlakningsregion har använts för att representera naturlig bakgrundsbelastning för jordbruksmarken. Betesmarken har då fått motsvara en 28 Belastning på havet TRK Transport Retention Källfördelning

markyta utan gödsling och med ständig markvegetation, ogödslad vall. Det antropogena bidraget från hyggen och hårdgjorda ytor har beräknats på liknande sätt, där skogens läckage har räknats som bakgrundsbelastning. Den absolut största delen av det atmosfäriska kvävenedfallet på sjöar har antropogent ursprung och har hanterats så i projektet. 4.4 Typhalter för fosforberäkningar Sammanställning av typhalter för fosfor återfinns i bilaga 3. 4.4.1 Indata och beräkning av typhalter för jordbruksmark Läckaget av fosfor från jordbruksmark har beräknats genom ett regressionssamband framtaget från mätningar inom miljöövervakningsprogrammen observationsfält på åkermark baserat på sambandet mellan markens kemiska och fysiska sammansättning, djurtäthet och avrinning. Regressionen har testats mot data som uppmätts inom miljöövervakningsprogrammet typområden för jordbruksmark. Modellen har baserats på en publicerad modell för samma områden (Ulén et al. 2001) med skillnad att intensitet av höga flöden uteslutits eftersom datatillgången på nationell nivå är begränsad. Vid framtagningen av regressionsmodellen har flera markfysikaliska och markkemiska faktorer inte kunnat inkorporeras, eftersom sådana Sverigetäckande data saknas. Odlingen av olika grödor är av underordnad betydelse för läckaget av fosfor från åkermark. Regressionssambandet redovisas i figur 9. Korrelationskoefficienten r 2 är 0.74. Figur 9. Samband mellan uppmätt och beräknad fosforförlust från åkermark (kg/ha år) enligt regressionssamband som tagits fram inom projektet. Regressionssambandet är: TRP TP = (-0,0803 + 0,10 x Densitet,LD + 0,003 x SoilSpa + 0,0025 x P-HClss) x Avrinning där TRP TP = totalfosforförlusten i kg/km 2 och år typhalten = resultatet inom parentes (mg/l) Densitet,LD = djurtäthet i förhållande till åkerarealen (de/ha) SoilSpa = åkermarkens specifika yta i matjorden (m 2 /m 3 * 10 6 ) P-HClss = förrådsfosfor i matjorden i enlighet med Egnér et al. (1960) Åkermarkens specifika yta, SoilSpa, har beräknats från textursammansättningen enligt formeln: Belastning på havet TRK Transport Retention Källfördelning 29

SoilSpa = (8,0 * xler + 2,2 * xsilt + 0,3 * xsand) * Densitet,soil * 0,001 där xler = fraktionen < 2 mikrometer xsilt = fraktionen 2 60 mikrometer xsand = fraktionen 60 200 mikrometer. Densitet, soil, bulkdensiteten, har satts till 1 250 (kg/m 3 ) i samtliga fall. Uppgiften om textursammansättning har hämtats från Eriksson et al. (1999). För att beräkna typhalter och läckage från jordbruket behövs därför uppgifter om jordart, markstruktur, förrådsfosfor i jordbruksmarken samt djurtätheten i området. Jordarnas texturklasser, ler-, silt- och sandhalt, har hämtats från jordartklassningen av åkermark (Eriksson et al. 1999). Provresultaten för ler-, silt- och sandhalt har interpolerats och rastrerats med 25 m raster för beräkningen av åkermarkens specifika yta. Halten av förrådsfosfor i jordbruksmarken, P-HCl, provtogs i samma undersökning som jordarten. Förrådet av fosfor i jordbruksmarken anses vara stort (Eriksson et al. 1997). Fosfor finns naturligt i apatithaltiga bergarter, men matjordarnas halter är också starkt påverkade av grödornas upptag och av gödsling. Sedan 1950-talet har fosfor ackumulerats i matjorden med i medeltal 600 700 kg P/ha i landet på grund av stor gödsling (Andersson et al. 2000). Jämförelser mellan tillförd mängd av fosfor genom gödsling, uttag av skörd och ackumulerad mängd i matjorden tyder på att läckaget av fosfor från jordbruksmarken varit liten (Andersson et al. 2000). Provresultaten för förrådsfosforn har interpolerats och rastrerats på samma sätt som för texturen för att kunna kombineras med textur, djurtäthet och avrinning för beräkning av läckaget med rastret som bas. SCB har levererat uppgifter om antal djur och antal djurenheter per församling från Lantbruksregistret avseende 1999. Antalet djurenheter beräknas enligt: DE = kor + (kvigor+tjurar+stutar)/2 + kalvar/4 + får/10 + (suggor+galtar)/3 + slaktsvin/10 + smågrisar/20 + höns/100 + hästar Antalet djurenheter har rastrerats med 25 m raster liksom markens textur och fosforstatus i marken samt avrinning. Djurtätheten, dvs antalet djurenheter per area jordbruksmark, har beräknats med hjälp av GIS och med hänsyn till att 30 % av betesdjurens erforderliga spridningsareal får utgöras av bete utanför åker enligt Lantbruksstyrelsens författningssamling LSFS 88:44 (djurtätheten beräknades därför enbart på 70 % av antalet betesdjur). 4.4.2 Typhalter för skogsmark, sankmark och övrig mark För skogsmarkens, sankmarkens och den övriga öppna markens läckage av fosfor har de samband som togs fram i projektet Hav-90 (Löfgren och Olsson 1990) använts. Skogens läckage har bedömts vara svåra att uppdatera på grund av bristande nya underlag (Löfgren och Westling 2002). Sankmarkens läckage av näringsämnen varierar mycket beroende på typ av sankmark, men nya uppdateringar av typhalter för fosforläckage från sankmark rymdes inte inom projektet. Övrig mark har bedömts ge låga förluster av näringsämnen, men mätningar av fosforläckage från övrig mark är bristfällig. 4.4.3 Typhalter för avverkad skogsmark Kalavverkning av skogsmark förväntas ge ett förhöjt läckage under tre år efter avverkning på grund av tiden för etablering av vegetation och dess upptag av näringsämnen. Typhalten för avverkad skogsmark har ansatts värden enligt Hav-90 (Löfgren och Olsson 1990), vilket innebär 2 gånger halten för skogsmark. 4.4.4 Typhalten för betesmark Inom projektet har en typhalt för fosforläckage från betesmark ansatts till 0,045 mg P/l baserat på nedanstående data. Denna typhalt innebär att vid en avrinning på 150 mm blir arealförlusten 0,07 kg P/ha år och vid 315 mm avrinning 0,14 kg P/ha år, vilket kan jämföras med de klassgränser som antagits för bedömning av arealförlusternas storlek enligt Bedömningsgrunder för miljökvalitet (Naturvårdsverket 1999). 0,14 kg P/ha år vid en antagen avrinning på 315 mm eller cirka 10 l/s och km 2 faller inom intervallet för måttligt hög arealförlust (0,08-0,16), vilket beskrivs som normala förluster för brukad skogsmark och mindre erosionsbenägen åkermark som ofta är vintergrön. Läckaget från betesmark har bedömts vara högre än läckaget från övrig öppen mark och skogsmark på grund av den begränsade vegetationen och den naturliga gödslingen av marken, men lägre än gödslad 30 Belastning på havet TRK Transport Retention Källfördelning

åkermark i medeltal. Lägsta halten från en gödslad åker har uppmätts till i medeltal 0,02 mg P/l och högsta halt från gödslad åker har uppmätts till i medeltal 0,50 mg P/l. Medelvärde av läckagehalten från all gödslad åker har koncentrationer på 0,15 mg P/l (Ulén, pers. komm.). Mätningar av läckage från betesmark har endast utförts i två områden i Sverige. I ett JRK-område i Jönköpings län, där mätningar pågått 1993 1995 med 24 % betesmark i avrinningsområdet, har årsmedelkoncentrationer uppmätts på 0,04 mg P/l, där åkermarken har beräknats bidra med 0,26 mg P/l. Vid Lanna försöksgård i Västra Götalands län har mätningar utförts mellan 1993 2000 från ogödslad omställningsmark med gräs, varvid en årsmedelkoncentration av 0,05 mg P/l erhölls (Ulén, pers. komm.). Ytterligare mätning har genomförts, men enbart för ett år, av läckage från igenvuxen betesmark i Södermanland, där koncentrationen uppmättes till 0,06 mg P/l (under förhållanden med extremt liten avrinning). 4.4.5 Typhalter för fjäll, glaciär och fjällmyr Typhalter för fjäll, glaciär och fjällmyr har tagits fram från mätningar vid sju mätplatser inom de nationella, regionala och intensiva miljöövervakningsprogrammen för sötvatten (bilaga 3) i avrinningsområden med dominerande andel (> 60 %) fjäll som markanvändning enligt översiktskartan. Långtidsmedianvärdet för perioden 1985 1999 (eller så långt som fanns tillgängligt), 0,007 mg/l, har ansatts som typhalt. Variationen i typhalterna var relativt liten mellan de olika stationerna med en maximal medianhalt på 0,010 mg/l och en minimum medianhalt på 0,0025 mg/l. Även variationen mellan år var liten, varför typhalten har antagits vara robust trots det begränsade underlaget. 4.4.6 Typhalter för naturlig bakgrundsbelastning Allt markläckage (belastning) från fjäll, skog (ej hygge), sankmark och övrig öppen mark har ansatts som naturlig bakgrundsbelastning. De diffusa markläckage som har bedömts vara påverkade av mänsklig verksamhet är de som kommer från jordbruksmark och hyggen samt hårdgjorda ytor. Den naturliga bakgrundsbelastningen från jordbruksmark och hyggen samt hårdgjorda ytor har ansatts samma typhalter som för skogsmark. Jordbruksmark är vanligen mer rik på finkorniga jordarter, som lera, än skogsmark som normalt återfinns på morän. Jordbruksmarken kan därför förväntas innehålla större mängd fosfor och ha en högre naturlig belastning än skogsmark på grund av den stora andel fosfor som kan bindas till lerpartiklarna. Antagandet att den naturliga bakgrundbelastningen av fosfor från jordbruksmark är lika stor som för skogsmark kan därför vara ett underskattande och det antropogena bidraget till fosforbelastningen därmed överskattat. Typhalten för belastningen från betesmark kan inte användas som bakgrund eftersom underlaget den bygger på är väldigt begränsat och inte kan representera hela Sverige. En beräkning där man utnyttjar bakgrundshalten av fosfor i alven och antar väldigt låg djurtäthet skulle kunna vara en utveckling för att få mer realistisk bakgrundbelastning av fosfor från jordbruksmark. 4.4.7 Dagvatten från hårdgjorda ytor i tätorter Belastningen från hårdgjorda ytor i tätorter behandlas som diffus källa. Beräkningar följer den metodik som beskrivs för kväve under avsnitt 4.3.7. 4.4.8 Utsläpp från mjölkrum och gödselanläggningar Fosforbidraget från diskmedel i mjölkrumsavloppen har beräknats utgående från antalet mjölkkor i enlighet med Hav-90 (Löfgren och Olsson 1990). Antalet mjölkkor har levererats från SCB per församling avseende 1999, och har korrigerats med avseende på totala antalet mjölkkor år 2000 enligt SCB. Antalet mjölkkor har fördelats på delavrinningsområde, genom att vikta arealer och andelar av församling per delavrinningsområde mot delavrinningsområdets area. Försäljningen år 2000 från de största försäljarna av diskmedel till mjölkrum (DeLaval, Arla, Norrmejerier och Skånemejerier) har sammanställts. Uppgifterna har erhållits genom intervjuer med företagen. Enligt mängd såld diskmedel och angiven åtgång per mjölkko, uppskattas att 61 % av totala åtgången diskmedel har identifierats i sammanställningen. Uppgifter om antal kg såld mängd av respektive diskmedel, åtgång per ko per dygn, fosforinnehållande ämne och viktsprocent av ämnet har erhållits från företagen. Försäljningen av fosforfria diskmedel varierade starkt mellan de olika företagen (från 90 % fosforfria diskmedel från Skånemejerier till 25 % från Norrmejerier), men även andelen av marknaden för disk- Belastning på havet TRK Transport Retention Källfördelning 31

medelsförsäljning varierade mellan företagen (62 % från DeLaval av totala kg såld mängd diskmedel till enbart 5 % från Skånemejerier av kg såld mängd diskmedel). Alkaliska diskmedel har en betydande försäljningsandel (46 % av DeLavals försäljning), men innehåller även de en viss mängd fosfor. En pragmatisk ansats har tagits för att hantera uppgifterna om diskmedel. Bidraget fosfor från diskmedel per ko och procentandel av såld mängd av de olika diskmedelskategorierna fosforfria diskmedel, alkaliska fosfordiskmedel och fosforsyrabaserade diskmedel, har beräknats genom viktning av andelen såld mängd för hela riket och föroreningsmängden per andel diskmedel (tabell 4). Tabell 4. Föroreningsmängd fosfor från diskmedel i mjölkrum (g P/ko dygn) och procentandel såld mängd fosforfria diskmedel, alkaliska fosfordiskmedel och fosforsyrabaserade diskmedel. Diskmedel g P/ko dygn % av såld mängd, riket Fosforfri 0 31 Alkalisk med fosforinnehåll 0,31 51 Fosforsyra 1,22 18 Behandlingen av avloppsvattnet från mjölkrum och reningsreduktionen har antagits fördela sig i enlighet med tabell 5. Tabell 5. Andelen mjölkkor för beräkning av mjölkrumsavloppet 1999 fördelat på olika reningsmetoder totalt på riket från SCB (2000) och reduktionen av fosforutsläppet av respektive reningsmetod från Löfgren och Olsson (1990). Reningsmetod Andel mjölkkor % Reduktion % Urin/flytgödselbrunn 66 100 Infiltrationsanläggning 13 95 Markbädd 2 50 Enbart slambrunn 7 15 Rening/uppsamling saknas 2 0 Annan rening + uppgift saknas 11 Fördelas på övriga reningsmetoder i proportion till deras andel. Gödselanläggningar har tidigare ansetts bidra till närsaltbelastningen till vatten. Miljöbalken reglerar numera hanteringen av gödsel genom att ange att minst 8 månaders lagringstid måste finnas på gårdar med mer än 100 djurenheter (10 djurenheter i utsedda känsliga områden) och genom att ange att inget läckage får förekomma från någon gödselanläggning. Det har därför antagits att inget läckage förekommer från några gödselanläggningar till vattendragen. 4.4.9 Atmosfäriskt nedfall på sjöar Det atmosfäriska nedfallet av fosfor på sjöar har ansetts försumbart och satts till noll i projektet. 4.5 Avrinning Belastningen till havet styrs till mycket stor del av avrinningen. Daglig avrinning för alla avrinningsområden (s.k. TRK-områden) har beräknats med hjälp av HBV-modellen (Bergström 1995, Lindström et al. 1996). HBV drivs av dygnsvärden på lufttemperatur och nederbörd (sammanviktat som areella värden). Beräkningen av potentiell evapotranspiration baseras på Thornwaites teorier och den används för beräkning av avdunstning samt markfuktighet, som i sin tur styr hur stor volym som rinner av vid nederbörd och snösmältning. Ett antal magasin i modellen fördröjer avrinningen. I modellen finns också funktioner för att hantera avbördnings- och regleringsrutiner för sjöar och kraftverksdammar. Uppgift krävs om area för aktuellt TRK-område samt markanvändning för olika höjdintervall i området uppdelat i skog, öppen mark och sjö. Framtagningen av Sverigetäckande dagliga areella nederbördsuppgifter baserade på nederbördsmätningar är central för avrinningsberäkningen. SMHI har under år 2000 tagit fram ett system för att beräkna dagliga nederbörds- och temperaturdata i ett nät (4*4 km) för Sverige med optimal interpolation (MESAN-teknik), som utnyttjar alla klimatstationer (även där det finns luckor i dataserierna). Systemet 32 Belastning på havet TRK Transport Retention Källfördelning

tar även hänsyn till nederbördens beroende av topografin, vindriktning och vindstyrka samt temperaturens höjdberoende. Dagliga nederbörds- och temperaturdata har beräknats för perioden 1981 1999. Förutom indata styr ett antal parametrar nederbörds- och snöfallskorrektion, snöackumulation och snösmältning, avdunstning och markfuktighet, grundvatten- och avrinningsbildning i marken samt transformering och dämpning i vattendrag och sjöar. Modellparametrar för skog och öppen mark skiljer sig åt främst avseende snöackumulation och snösmältning, vilket ger vissa skillnader i avrinningen under vinter- och snösmältningsperioden från de olika markanvändningarna. Kalibrering sker genom att anpassa simulerad vattenföring till observerad med hjälp av parametrarna vid de platser där det finns vattenföringsserier. Vissa av parametrarna har låsts redan före kalibreringen utifrån erfarenhet från tidigare projekt. Sverige har delats in i sex parameterregioner utifrån naturgeografiska regioner och markanvändning i olika delar av Sverige (figur 10). Genom regional kalibrering har generaliserade parameteruppsättningar erhållits för regioner, vilket gör det möjligt att beräkna avrinningen även för områden utan några vattenföringsstationer. Figur 10. Indelning av Sverige för regional kalibrering av avrinning med HBV-modellen. Belastning på havet TRK Transport Retention Källfördelning 33

I TRK-projektet har kalibreringen i första hand gjorts automatiskt, vilket innebär att modellen genom automatiska modellkörningar successivt sökt sig fram till den parameteruppsättning som ger bästa anpassning mellan observerad och modellerad vattenföring samt minimerar volymfelet. I några fall har den automatiska kalibreringen fått kompletteras med manuell kalibrering. Optimering har gjorts på ca 230 vattenföringsstationer under perioden 1987 1997. Valideringsperiod har varit 1983 1986 samt 1998 1999. Därutöver har validering gjorts på ca 130 stationer som ej använts vid optimeringen. Dessa stationer är spridda över hela Sverige, men flertalet ligger i stora vattendrag för att kontrollera att de generella parametrarna ger rimliga resultat. Alla reglerade Norrlandsälvar, liksom ett fåtal reglerade vattendrag i södra Sverige, har kalibrerats på den lokala tillrinningen till sjöar och magasin. Med lokal tillrinning menas tillrinningen från ett mindre område (där man dragit ifrån vattenföringen från områden uppströms). Kalibreringen görs på detta vis för att man noggrannare ska kunna bestämma parameteruppsättningen för det lokala området och på så sätt få en så bra avrinningsberäkning för det lokala området som möjligt. Serier med observerad tillrinning beräknas av modellen genom att lägga till eller dra ifrån magasinsförändringen (skattas utifrån observerat vattenstånd i magasinet eller sjön) till den observerade vattenföringen från sjön. För att modellen ska kunna beräkna vattenföringen från dammar och magasin i kraftigt reglerade vattendrag används generella regleringsrutiner. En regleringsrutin är en tabell med regler för hur dammen vid utloppet av avrinningsområdet ska regleras. I denna rutin kan bl. a. anges hur stor tappningen från dammen skall vara vid olika vattenstånd under olika delar av året liksom vilket vattenstånd dammen ska ha vid en viss tidpunkt. En utförligare beskrivning av kalibreringen av avrinningen framgår av appendix 1. De dagliga avrinningsberäkningarna har använts för markläckageberäkningarna. I projektet redovisas avrinningsberäkningarna som medelvärden för säsonger (3 månaders intervall) och årsmedel för perioden 1985 1999 per TRK-områden. 4.6 Punktkällor 4.6.1 Reningsverk och industrier Uppgifter om punktutsläpp från avloppsreningsverk och från större industrier har erhållits från Naturvårdsverket. De är delvis baserade på mätningar och delvis på Naturvårdsverkets schablonberäkningar. För de större reningsverken (A- och B-verksamhet) har uppgifter (flöde, halterna samt uppskattning av bräddning i reningsverket) från 1998 och 2000 använts. För de mindre reningsverken (C-verksamhet) har utsläppen beräknats utifrån antal anslutna personer och schabloner. En sammanställning av Naturvårdsverket för 1987 har använts. Uppgifterna angående industriutsläppen kommer från olika år mellan 1992 och 2000. De senast tillgängliga utsläppsuppgifterna har använts för beräkningarna. I tidigare redovisningar har kommunens mittkoordinat använts som identitetskodning, vilket har varit för grovt i detta projekt. Därför har identitetskoden angivits för utsläppspunkten i form av tätortens koordinater eller efter ny koordinatsättning utgående från kartor. Uppgifter om utsläpp från avfallstippar saknas. Alla punktutsläpp som sker direkt till havet har redovisats separat och används inte i beräkningen av retention och vattendragstransporten till havet. I kväveretentionsberäkningarna med HBV-N-modellen har reningsverkens utsläpp uppdelats i oorganiskt/organiskt kväve i proportionerna 90/10, trots att andelarna i verkligheten varierar mellan reningsverken. För industriutsläppen har proportionerna generellt satts till 70/30 (om ingen annan uppgift erhållits), men där är skillnaderna stora mellan olika branscher. 4.6.2 Utsläpp från enskilda avlopp Utsläpp från enskilda avlopp med enskilt avlopp hanteras i projektet som ett markläckage, som sker under rotzonen. Uppgifter om året-om-boende och antal fritidshus per TRK-område har erhållits från SCB. De har delats upp i följande grupper: anslutna till kommunala reningsverk, boende med enskilda avlopp, boende där avlopp saknas och boende för vilka reningsuppgift saknas. Utsläpp från anslutna till kommunala reningsverk har behandlats som punktkälla från dessa. Naturvårdsverkets skattningar har använts för de två senare grupperna, vilket innebär att kväveutsläppen har satts till 13,5 g N/person och dygn samt fosforutsläppen 2,1 g P/person och dygn (Naturvårdsverket 1995a). 60 % av enskilda avlopp har antagits vara godkända och 40 % ej godkända. Reduktionen av kväve och fosfor i enskilda avloppsanläggningar 34 Belastning på havet TRK Transport Retention Källfördelning

varierar stort beroende bland annat på anläggningens typ, kvalitet, nyttjande och ålder. Kvävereduktionen för godkända avlopp har visats variera mellan 10 och 85 % och antas av Naturvårdsverket vara i medeltal 47,5 %, och reduktionen för ej godkända avlopp 7,5 % (varierar mellan 5-10 %)(Naturvårdsverket 1995b, Naturvårdsverket 1998, Naturvårdsverkets Allmänna råd 1990 och 1991). Fosforreduktionen har visats variera mellan 25 och 90 % och har antagits vara 57,5 % för godkända avlopp och 12,5 % för ej godkända avlopp (varierar mellan 10-15 %). Dessutom har antagits för boende, där uppgift om rening saknas, att 5,7 % saknar rening och att resterande har enskilt avlopp och följer ovanstående reducering (SCB 1997). För fritidshus saknas uppgift om antal personer och utnyttjandegrad. I projektet har ovanstående schabloner för rening och fördelning av enskilda avlopp använts, med antagandet att fastigheten bebos av 2 personer 1 månad om året. 4.7 Kväveretention Kväveretentionen har beräknats med hjälp av HBV-N-modellen. Modellen beskrivs generaliserat i figur 11. Retentionsberäkningen sker i två steg. Först beräknas den avskiljning som sker i marken under rotzonen i den omättade zonen och i grundvattnet fram till vattendraget och därefter den avskiljning som sker i vattendrag och sjöar. Beräkningsmodellen beskrivs närmare i appendix 2. Figur 11. Schematisk struktur av vatten- och kvävemodellen (HBV-N) Beräkningen av markretention efter rotzonen sker genom att kalibrera beräknade halter mot uppmätta koncentrationer i små områden utan sjöar eller uppströmsliggande områden. Den simulerade oorganiska halten vid kalibreringen styrs av lufttemperatur, beräknad markvatten- och kvävemängd samt av en fri parameter med vilken anpassningen sker (Pettersson et al. 2001). Organiskt kväve påverkas ej av markretentionsberäkningen. I figur 12 visas ett exempel på simulerade halter före och efter kalibrering i ett litet jordbruksdominerat område. Belastning på havet TRK Transport Retention Källfördelning 35

Figur 12. Före och efter kalibrering av markretention vid Tånemölla, Skivarpsån i Skåne. Linjer är simuleringar av halter före (svart) och efter kalibrering (röd). Staplar anger uppmätta halter. Avrinningsområdet är 102 km 2, varav 82 % är jordbruksmark och 6 % skog. Beräkningen av markretentionen efter rotzonen har utförts för ca 40 områden, varav flertalet i södra Sverige, där det största jordbruksläckaget finns. Utifrån kalibreringarna har generella parameteruppsättningar tagits fram för de olika utlakningsregionerna. När markretentionsparametern för respektive region har fastställts och låsts för alla områden, beräknas den avskiljning av kväve, som sker i sjöar och vattendrag under vattnets väg till havet. Retentionsberäkningarna i projektet Kväve från land till hav visade att retentionen i vattendrag i Sverige utgör några få procent (Arheimer et al. 1997). I projektet har därför den lilla retentionen i vattendrag lagts in i sjöarna för att begränsa antalet parametrar att kalibrera. Beräkningarna sker på liknande sätt som för markretentionen, dvs en anpassning sker mellan beräknade halter och uppmätta halter i ett område (se exempel i figur 13). Detta sker separat för oorganiskt kväve (3 fria parametrar varav en i praktiken i regel lagts fast) respektive organiskt kväve (2 fria parametrar). Retentionen styrs förutom av lufttemperatur, kvävekoncentrationen, kvävets och vattnets uppehållstid (indirekt) samt sjöarea av dessa parametrar (Arheimer och Brandt 1998). För varje område med sjöar i huvudfåran görs en beräkning av mängden kväve som avskiljs, vilken subtraheras från den beräknade belastningen i området innan denna transporteras vidare in till nästa nedströmsområde på väg mot havet. 36 Belastning på havet TRK Transport Retention Källfördelning

Figur 13. Före och efter kalibrering av sjöretentionen (inklusive retention i vattendrag) vid utloppet av sjön Grumlan i Emån. Linjer är simuleringar av halter före (svart) och efter kalibreringen (röd). Staplar anger uppmätta halter. Avrinningsområdet är 653 km 2. Andelen sjö (i huvudfåran) är 3 %. Ambitionen har varit att hitta en generell parameteruppsättning för respektive huvudavrinningsområde, vilket inneburit många körningar för olika områden för att hitta en god kompromiss för hela vattendraget. För de större sjöarna och i några fall för delar av huvudavrinningsområdet har specifika parameteruppsättningar kalibrerats fram. När mätningar i ett huvudavrinningsområde har saknats har parameteruppsättningar hämtats från närliggande områden. HBV-N-körningarna har resulterat i tidsserier med beräknade oorganiska och organiska koncentrationer samt transporter för respektive TRK-område. Resultaten har beräknats för perioden 1985 1999. För att få bra startvärden har simuleringarna startats 1982, medan resultat hämtats först från 1985 och framåt. För att kalibrera och validera kväveberäkningarna med HBV-N-modellen krävs mätserier av oorganiska och organiska kvävekoncentrationer i vattendragen (figur 14). Mätdata har hämtats dels från de nationella övervakningsprogrammen för sötvatten och dels regionala mätdata från länsstyrelser, vattenvårdsförbund m.fl. (SRK Samordnad recipientkontroll). SRK-data för norra Sverige har insamlats av SLU, medan data från södra Sverige har hämtats från länsstyrelsernas DMN-databas, utom för några län som har levererat de utvalda mätserierna direkt till projektet. För kalibrering av markretentionen har recipientdata från ca 40 små avrinningsområden utan sjöar eller med försumbar andel sjö använts. De flesta av dessa områden är 20 200 km 2 stora och är mindre än TRKområdena. Dessa recipientdata har i första hand hämtats från den datainsamling som gjordes för projektet Kväve från land till hav. För sjöretentionsberäkningen har ca 200 mätplatser använts och för validering ca 275 mätplatser. Belastning på havet TRK Transport Retention Källfördelning 37

Figur 14. Recipientdata som använts för kalibrering av kväveretention och validering. För kväveberäkningarna i HBV-N-modellen krävs uppgifter om sjöareor och sjövolym. I svenskt sjöregister på SMHI finns uppgifter om alla sjöar större än 1 ha (SMHI 1996). I registret finns areal, volym, medeldjup samlat för ett stort antal sjöar. Sjöarna är fördelade efter storleksklass. Utgående från sjögeografiska regioner, sjöklasser och sjöar med kända medeldjup från SVAR-databasen har samband tagits fram för skattning av medelsjödjup för olika regioner och sjöklasser. För sjöar som saknar uppgift om medeldjup har denna beräknats utgående från ovanstående samband och volymen från det skattade medeldjupet och arean. 38 Belastning på havet TRK Transport Retention Källfördelning

5. Resultat 5.1 Belastning år 2000 enligt mätningar i flodmynningar Den vattenburna belastningen av närsalter och metaller på havet har beräknats från mätningar i flodmynningarna år 2000 (tabell 6 och 7). Tabell 6. Sammanställning av areal av tillrinningsområde, vattenföring, belastning samt genomsnittlig arealförlust av närsalter på havsbassänger år 2000, baserat på mätningar i fl odmynningarna och arealviktade beräkningar för ej övervakade områden. Arealförlusten är avrundad till närmaste tiotal kg/km 2 år. Område Areal (km 2 ) Medel_Q (m 3 /s) Tot-N (ton) Tot-P (ton) Tot-N (kg/km 2 år) Tot-P (kg/km 2 år) Bottenviken 130 951 2 451 25 934 1 330 200 10 Bottenhavet 179 713 3 480 41 341 1 499 230 10 Östersjön 82 976 697 31 964 836 385 10 Öresund 2 582 24 4 657 68 1 800 30 Kattegatt 71 232 1 142 38 168 749 540 10 Skagerrak 5 365 152 4 669 188 870 40 Sverige 472 819 7 945 146 733 4 671 310 10 Tabell 7. Sammanställning av belastning av metaller på havsbassänger år 2000, baserat på mätningar i fl odmynningarna och arealviktade beräkningar för ej övervakade områden. Område Areal (km 2 ) Medel_Q (m 3 /s) Cu (ton) Zn (ton) Cd (ton) Pb (ton) Hg (ton) Cu kg/km 2 år Zn kg/km 2 år Cd kg/km 2 år Pb kg/ km 2 år Hg kg/ km 2 år Bottenviken 130 951 2 451 61,5 182,4 0,65 10,6 0,384 0,47 1,39 0,0050 0,0808 0,0029 Bottenhavet 179 713 3 480 113,6 492,4 1,27 28,4 0,298 0,63 2,74 0,0070 0,1578 0,0017 Östersjön 82 976 697 46,4 87,5 0,87 8,2 0,047 0,56 1,05 0,0105 0,0985 0,0006 Öresund 2 582 24 1,4 3,1 0,02 0,4 0,002 0,55 1,20 0,0072 0,1383 0,0009 Kattegatt 71 232 1 142 42,3 138,6 0,46 12,2 0,099 0,59 1,95 0,0064 0,1707 0,0014 Skagerrak 5 365 152 8,0 27,2 0,10 2,2 0,022 1,49 5,07 0,0188 0,4063 0,0041 Sverige 472 819 7 945 279,0 950,0 3,43 63,1 0,861 0,59 2,01 0,0073 0,1335 0,0018 År 2000 var ett mycket nederbördsrikt år i hela Sverige. På årsbasis var tillrinningen 40 % högre till Bottenviken än för perioden 1961 1990, 45 % högre till Bottenhavet, 27 % till Östersjön och 36 % till Västerhavet. Avrinningens storlek styr till stor del belastningens storlek i flodmynningarna. Den totala belastningen år 2000 av kväve och fosfor från Sverige beräknad utgående från flodmynningsmätningarna var 147 000 ton kväve respektive 4 700 ton fosfor. Den genomsnittliga arealförlusten av kväve var störst i tillrinningsområdet till Öresund (1800 kg/km 2 år), ca 6 gånger högre än arealförlusten för hela Sverige. Även arealförlusten av fosfor var hög för Öresunds tillrinningsområde (30 kg/km 2 år), ca 3 gånger högre än från hela Sverige, men den högsta genomsnittliga arealförlusten av fosfor har uppskattats för Skagerraks tillrinningsområde. Den totala belastningen år 2000 av metaller från Sverige var 280 ton Cu, 950 ton Zn, 3 ton Cd, 63 ton Pb och 0,9 ton Hg (tabell 7). Metallerna kan antas vara mer beroende av lokala punktutsläpp och av utsläpp inom tätorter än närsalter och har därför inte ett lika självklart samband med arealen markanvändning. I tabell 7 kan dock ses att till exempel arealförlusten för koppar är i stort sett lika hög i hela Sverige utom i Skagerraks tillrinningsområde. Belastning på havet TRK Transport Retention Källfördelning 39

5.2 Avrinning Daglig avrinning har beräknats för varje TRK-område och sedan summerats till långtidsmedelvärden som underlag för kväve- och fosforberäkningarna. I figurerna 15, 16 och 17 redovisas avrinningen som långtidsmedelvärden samt som säsongsmedelvärden för norra respektive södra Sverige för perioden 1985 1999. Perioden är nederbördsrikare än normalperioden 1961 1990, vilket främst berör sydvästra Götaland samt inre övre Norrland. Figur 15. Årsmedelavrinning i l/s och km 2 för perioden 1985 1999. 40 Belastning på havet TRK Transport Retention Källfördelning

I norra Sverige är avrinningen högst under sommar och höst, medan det omvända gäller för södra Sverige, där avrinningen är högst under vintern och våren. Detta påverkar belastningen till havet under året. Figur 16. Säsongsmedelvärden för avrinningen i norra Sverige i l/s och km 2 för perioden 1985 1999. Belastning på havet TRK Transport Retention Källfördelning 41

Figur 17. Säsongsmedelvärden för avrinningen i södra Sverige i l/s och km 2 för perioden 1985 1999. 42 Belastning på havet TRK Transport Retention Källfördelning

5.3 Brutto- och nettobelastning samt källfördelning för kväve 5.3.1 Retention För att beräkna bidraget från olika källor (källfördelning) till havet krävs att nettobelastningen för respektive källa har beräknats utgående från bruttobelastningen och retentionen. Retention förekommer både i marken under rotzonen och i sjöar/vattendrag. Markretentionen, dvs den avskiljning av kväve som sker från rotzonen till dess vattnet och kvävet når vattendraget, berör jordbruksläckaget och utsläppet från enskilda avlopp. För Sverige söder om Dalälven beräknades den genomsnittliga markretentionen till 25 %. I norr var markretentionen i samma storleksordning, men läckaget från dessa källor är litet och markretentionen får relativt liten betydelse. De högsta markretentionerna återfanns i sydöstra Sverige med 35 45 % i t.ex. Motala Ströms, Nyköpings och Emåns avrinningsområden, de lägsta i sydvästra Sverige (ca 10 15 %). Skillnaderna beror troligen på längre uppehållstider för vattnet och kvävet i marken i sydöstra Sverige på grund av lägre sommaravrinning och tyngre jordar. Sjö (och vattendrags-) retentionen berör alla källor och i figur 18 redovisas sjöretentionen i procent för respektive TRK-område ner till havet. Det är den genomsnittliga retentionen i området som påverkar belastningen för alla källor. Den är störst uppströms stora sjöar i södra och mellersta Sverige. De lägsta värdena (0 10 %) återfinns längs kuster, som saknar eller har försumbar andel sjöar. Den är likaså låg för stora delar av Norrland, vilket kan förklaras av att temperaturen och belastningen är lägre där än i södra Sverige. Figur 18. Retention i sjöar (i %), från källa till hav. Används för all markanvändning utom jordbruksmark samt för alla punktutsläpp utom från enskilda avlopp. Period 1985 1999. Belastning på havet TRK Transport Retention Källfördelning 43

I figur 19 återfinns den summerade mark- och sjöretentionen ända ner till havet, vilken skall användas för jordbruksläckaget, för utsläpp från enskilda avlopp samt för atmosfärsnedfall på små sjöar i ytterområdena. Figur 19. Retention i mark och i sjöar (i %), från källa till hav. Används för jordbruksläckage, utsläpp från enskilda avlopp samt atmosfäriskt nedfall på sjöar som ej ligger i huvudfåran. Period 1985 1999. 5.3.2. Brutto- och nettobelastning Begreppet bruttobelastning i projektet är missvisande, eftersom jordbruksläckaget och utsläpp från enskilda avlopp beräknats som belastning vid rotzonen, medan belastningen för övriga källor utgått från vad som når vattendraget. Skälet till detta är brist på data för läckaget i rotzonen för all markanvändning utom jordbruksläckaget (som är beräknat med SOILNDB-systemet). Bruttobelastningen anges dock med dessa restriktioner. Den totala nettobelastningen via vattendrag till havet (exklusive direkta utsläpp till havet) beräknades till 123 400 ton/år för perioden 1985 1999. Direkta utsläpp till havet beräknades till 11 600 ton/år (tabell 8). 44 Belastning på havet TRK Transport Retention Källfördelning