Fosfor från Jordbruksmark till Vatten -

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

Fosfor från Jordbruksmark till Vatten - tillstånd, flöden och motåtgärder i ett nordiskt perspektiv Lars Bergström a, Faruk Djodjic b, Holger Kirchmann a, Ingvar Nilsson a, Barbro Ulén a a Inst. för Markvetenskap, Sveriges lantbruksuniversitet, Box 7014 75007 Uppsala b Inst. för Miljöanalys, Sveriges lantbruksuniversitet, Box 7050 75007 Uppsala

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

4

Innehållsförteckning: Förord 3 Sammandrag 7 Inledning 8 Fosforförluster till vattendrag 9 Markens fosforbelastning och fosforstatus 9 Fosforförluster och fosforformer i vatten från åke 11 Hur hanteras fosforproblem i Sverige och andra länder? 12 Trender i jordbruksåar 1993-2004 13 Trender i jordbruksåar 1975-2004 14 Det nationella miljömålet 16 Agronomiska aspekter på fosfor 16 Former och mängder av fosfor i jordbruksmark 16 Fosfor i jordbruksgrödor 17 Mängder och halter i vete, vallgrödor, potatis och oljeväxter 17 Halter i skörderester 17 Gödsling med fosfor i jordbruket 18 Mineralgödselfosfor 18 Fosfor i stallgödsel 18 Hur reagerar fosfor från mineral- och stallgödsel i marken? 19 Fosforflöden i mark/växtsystemet 19 Nedfall 20 Utlakning 20 Ytavrinning 21 Fosforanalyser 21 Fosforfrigörelser i jord 21 Oorganisk fosfor i marklösningen 21 Löst organisk fosfor i marklösningen 21 Omsättning och utlakning av organiska fosforformer i jordbruksmark 22 Organisk och oorganisk fosfor 22 Vilka organiska fosforföreningar hittar man i marken och marklösningen? 23 Ulakning av organisk fosfor 23 Vad reglerar uppkomsten av löst organisk fosfor (DOP)? 24 Mekanismerna för utlakning av organisk fosfor 24 Bärarmodellen 24 I vilken utsträckning bestäms utlakningen av organisk fosfor av de ingående fosforföreningarnas egenskaper? 25 Hur stor andel av utlakad organisk fosfor utgörs av inositolfosfat och vilken är betydelsen av partikulär transport av organisk fosfor? 26 Motåtgärder för att minimera fosforförluster från jordbruket 26 Begränsning av fosforfrigörelsen 28 Placering av gödsel 28 Stallgödselspridning 29 Stallgödseltillsatser 30 5

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

Sammandrag Fosforn förloras från åkermarken genom att den mobiliseras och transporteras iväg med avrinnande vatten. Det är stora skillnader i de mängder fosfor som förloras från åkermarken från olika europeiska länder eftersom det finns skillnader i jordar, markhydrologi och jordbruksproduktion. Det är också stora regionala skillnader i vilken form förlusterna sker. Löst fosfor kan utgöra 9-90% av totalfosforn i vattnet. Dräneringsförluster kan utgöra mellan 12-60% eller mer av fosfortransporten och erosionen mellan 40-90%. Långtidstransporter av totalfosfor i små jordbruksbäckar i Norden varierar vanligen mellan 0,1-4 kg ha -1 år -1, med de högsta förlusterna i Norge. Alla länder är inriktade på fosforbalanser och kontroll av fosfortillförseln till jorden från flytgödsel och mineralgödsel. I de nordiska länderna kombinerar man kontroll av källan med kontroll av transporten av fosforn från åkermarken. I Norge fokuserar man på minskad erosion. I de södra delarna av Sverige har fosforkoncentrationen haft en minskande trend under senare tid motsvarande nära 2% per år (1993-2004). I Norge har man också observerat minskande trender i jordbruksbäckar. På Irland har längden på vattendrag som klassificerats som icke-förorenad ökat med totalt 3% från 1995-97 till 1998-2000 och har därefter varit stabil. Det kan finnas flera faktorer och faktorskombinationer inblandade i dessa förbättringar. Något som kännetecknar fosforförluster från avrinningsområden är att 90% av förlusterna kan ske från 10% av arealen och under 1% av tiden, vilket starkt kommer att påverka motåtgärdsstrategier. Detta faktum gör att åtgärderna att minska förlusterna bör vara platsspecifika och fungera under de tidpunkter på året då fosforflödena är förhöjda. Fosforn kan transporteras bort i olika former från stora aggregat och organiska föreningar, ner till fina lerpartiklar och kolloider eller i helt löst form som ortofosfater. För dessa aspekter, liksom i frågan hur pass biotillgängliga de olika fraktionerna är, hänvisar vi till SNV Rapport 5507. I denna skrift görs en sammanställning av de faktorer som styr förluster av fosfor till yt- och grundvatten, både med avseende på oorganisk och organisk fosfor. Även agronomiska aspekter som påverkar fosforns uppträdande i mark-/växtsystemet behandlas. Processerna som styr fosforförlusterna styrs av såväl markkemiska, markfysikaliska och markhydrologiska förhållanden men genom odlingsåtgärder kan förlusterna minska. Detta gör att man måste ha ett brett tvärvetenskapligt perspektiv på denna fråga. Vi ser framför oss en rad odlingsåtgärder för minskade fosforförluster som bl.a. innebär att tillföra och binda fosforn i marken så att den tillgodogörs av grödan utan att mobiliseras och att underlätta en vattentransport i marken utan kanaliserade flöden. Dessutom presenterar vi verktyg och modeller för att uppskatta fosforförluster i olika skalor, samt hur de kan förbättras och därmed bli mer träffsäkra. Denna studie har begränsats till de diffusa fosforförlusterna från åkermarken innan de når recipienten. Det är vår uppfattning att det är så tidigt som möjligt, på åkermarken, som det är lättast att sätta in åtgärder som ger goda resultat. Det är inte bara bättre att stämma i bäcken än i ån utan också enklast att försöka undvika att fosforn mobiliseras från marken i så liten grad som möjligt. 7

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

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

Tabell 1. Andel jordbruksmark i proportion till landets yta (%), tillskottet (medelvärde av fosfor (P) till jordbruksmark i form av stallgödsel, mineralgödsel, avloppsslam och atmosfäriskt nedfall, genomsnittlig markbalans för all åkermark och i områden med intensiv djurhållning (ID-områden) under de senaste åren, fosforförlust, årligt klimat, antal dagar med snötäcke, och typisk avrinning i Sverige och fyra andra länder. Land Sverige Norge Storbritannien Irländska Rep. Tyskland Jordbruksareal Total jordbruksareal (%) 8 3 77 59 70 Plöjd jordbruksareal (%) 6 1 19 6 - Markbalanser och koncentrationer Stallgödsel (kg P ha -1 år -1 ) 7 12 9 20 a 13 Mineralgödsel (kg P ha -1 år -1 ) 5 13 17 10 9 Avloppsslam (kg P ha -1 år -1 ) 0,2 1,2 b 0,4 0,4 1,7 Atmosfäriskt nedfall (kg P ha -1 år -1 ) 0,3 0,3 0,3 0,5 <1 Summa tillförsel (kg P ha -1 år -1 ) 13 27 27 31 15 Balans åkermark (kg P ha -1 år -1 ) +2 +8 +6 +8 +4 Balans åkermark P ID-områden (kg +8 +20 +20 max+35 c P ha -1 år -1 ) Konc. i matjorden ( x mg P kg -1 eller mg P L -1 ) 106 PAL x 105 P- AL x 25 Olsen- P x 8 Morgan P + 150 (CAL- DL-P) Fosforförluster Total förlust till vatten från 0,4 0,4-3,8 0,5 0,5 1,0 jordbruksmark eller jordbrukslandskap (kg P ha -1 år -1 ) Proportion löst fosfor d i vattnet (%) 20-80 9-23 20-60 20-80g - Klimat/region Stockholm Oslo SO England SO Irland Tyskland Hardiness zone (skala 1-11) 5-6 4-5 8 8-9 - Antal dagar med snötäcke (%) 20 30 2 3 12-120 Avrinning från jordbruksmark (mm år -1 ) 220 500 250 650 c 299 a 35% av producerad stallgödsel lagras och sprids, resten härrör från betande djur b Antar 3% fosfor i slammet c Maximum tolererad nivå d Filtrerat genom ett 0,45 m filter europeiska länder (Tabell 1) där man visserligen minskat på ackumuleringen men ändå fortfarande bygger på fosforlagret i marken med i storleksordningen 4-8 kg P ha - 1 år -1. I områden med intensiv djurhållning är uppbyggnaden fortfarande mycket hög i 10

övriga länder, minst 20 kg P ha -1 år -1. I England har uppbyggnaden minskat men detta är ett resultat av att man ökat skördarna, medan gödslingen förblivit konstant (Withers et al., 2001). På Irland, och i Holland och Tyskland minskar man den faktiska gödslingen baserat på jordanalyser. Man tar stöd av Nitratdirektivet i detta arbete. I Sverige används en agronomisk jordanalys för att bestämma koncentrationen av den lösta fosforn i marken baserat på extraktion med surt ammonium laktat (P-AL) enligt Egnér et al. (1960). Denna metod är anpassad till de relativt sura Skandinaviska jordarna och ger generellt högre värden än andra extraktionsmetoder som används i Europa (Neyroud & Lischer, 2003). Detta beror på att kalciumbunden fosfor löses upp från jordar med mycket kalk. Medelvärdet för P-AL i Sverige är (10,6 mg P per 100 g jord) (Eriksson et al., 1997) vilket motsvarar näst högsta klass (4) av 5, som används för att kategorisera tillgänglig fosfor i mark. Medelvärdet är praktisk taget lika som i Norge där fosfortalet ökat något under senare år till följd av uppgödslingen. På Irland har resultatet från motsvarande jordanalys (Mogans) varit ganska konstant under de senaste 10 åren, trots att man ansträngt sig för att minska gödslingen. Fosforförluster och fosforformer i vatten från åker Medelvärdet för förlusterna för totalfosfor från långtidsstudier av dränerade observationsfält (1977-2005) i Sverige är 0,4 kg ha -1 år -1, och i genomsnitt är 45 % i löst reaktiv form (Johansson & Gustafson, 2005). Variationen är dock mycket stor (0,03-1,5 kg ha -1 år -1 ), liksom andelen löst reaktiv fosfor (20-85 %). Fosfortransporten i bäckar varierar mellan 0,1-0,8 kg ha -1 år -1. Höga koncentrationer av löst reaktiv fosfor kan, som tidigare nämnts, bero på enskilda avlopp, vilket brukar vara tydligt på sommaren. Höga koncentrationer av löst fosfor kan också vara resultatet av desorption av fosfor från jorden vid snösmältning och i samband med kraftiga regn. Ytterliggare en källa är fosfor från själva växtmaterialet speciellt om växtcellerna skadats efter t.ex. frysning. Av totalfosforn från enskilda fält är 22-86 % i löst reaktiv form i Sverige (Johansson & Gustafson, 2005). Den stora variationen indikerar att i några delar av landet medför jorderosionen ett stort tillskott, medan det i andra delar av landet är läckaget av löst reaktiv fosfor som är huvudproblemet. Jordprofiler med mjäla och lera har i allmänhet en hög risk för erosion (Ulén & Jakobsson, 2005). Många svenska mjäla- och lerjordar är dränerade vilket möjliggör en god jordbruksproduktion. Dräneringssystemet kan vara en fördel om man vill uppnå ett litet fosforläckage eftersom det bidrar till en jämnare och bättre infiltration. Å andra sidan innebär det att vattnet kan rinna direkt till vattendragen. I situationer med höga koncentrationer i det avrinnande vattnet kan dräneringssystemet därför bidra effektivt till att höga halter suspenderat material och partikulär fosfor förs till recipienten (Gelbrecht et al., 2005). I Norge har man uppskattat att dräneringsförlusterna bidrar till 12-60 % av den totala fosforförlusten (Lundekvam, 1997; Øygarden, 2000; Bechmann, 2005). Variationen i Sverige torde vara minst lika stor. Utpräglade mjälajordar finns i Dalarna och längs Norrlands älvdalar. Lerjordarna är framför allt koncentrerade till Mälarregionen och ostkusten vid Östergötland. Mjäla- och lerjordarna är vanligen dränerade och förluster av partikelbunden fosfor sker via dräneringsledningarna. Lerpartiklarna är delvis i mycket finkolloidal form och denna fosfor kan därför transporteras mycket långt (Ulén, 2004). I några områden med mjäla och lerjord har alven mycket låg infiltrationskapacitet och partiklarna kan transporteras horisontellt ovanpå markytan eller ovan en tät plogsula (Lundekvam & Skøien, 1998). 11

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

I Norge är åtgärderna förhållandevis omfattande och beror på de allmänt höga fosforförlusterna betingade av det humida klimatet och jordarnas egenskaper. Mycket fokus ligger på kontroll av erosionen trots att fosforn bunden till partikulärt material bara är tillgänglig för vattenlevande alger i begränsad omfattning, åtminstone direkt (Ekholm & Krogerus, 2003). Man har i Norge gett bidrag för att minska erosionen i relation till risken som beräknats med en erosionsmodell (Lundekvam et al., 2003), men även lagstiftningen för gödsling har fungerat bra. Bidragen för fånggröda och kantzoner har varit generösare i Norge än i Sverige (Ulén & Kalisky, 2005), medan reglerna för djurtäthet är något mildare. Finland har liknade bidrag som Sverige men man ger också bidrag för ytkantzoner med kalksand och för kontrollerad dränering. Tidigare har man också gynnat kalkfilterdiken. En mer detaljerad genomgång av motåtgärder som kan tillämpas för att minska fosforförluster från jordbruket presenteras i senare avsnitt. Trender i jordbruksåar1993-2004 Under perioden 1993-2004 kunde man beräkna frekventa, minskande och statistiskt säkra koncentrationer av partikulär fosfor i jordbruksåar i södra Sverige (Ulén & Fölster, 2006). I ett par fall minskade också den lösta reaktiva fosforn. I de delar av Mellansverige där vattnet rinner till den egentliga Östersjön kunde däremot inga sådana förbättringar beräknas. Totalfosforhalter och förhållandena i två åar i vars avrinningsområden jordbruket har olika inriktning visas i Figur 1. Koncentrationen totalfosfor var högre i Råån med en högre andel jordbruksmark (74%) jämfört med 41% för Smedjeåns avrinningsområde. Båda åarna hade statistiskt säkra minskningar av halten övrig fosfor. För Råån var minskningen av löst reaktiv fosfor också signifikant. Denna minskning inträffade framför allt under perioder med lågt flöde 13

och kan antas bero på förbättrade enskilda avlopp. Andelen träda var liten i Smedjeåns avrinningsområde men ökade under senare delen av 1990-talet till nästan samma andel som i Rååns avrinningsområde. För stora delar av södra Sverige blev odling av fånggröda mycket populärt efter år 2000. Därför har under senare år 15-20% av jordbruksmarken som tidigare plöjdes under hösten nu varit bevuxen med gräs. Antalet både betande och icke-betande djur har minskat allmänt och för Smedjeåns avrinningsområde har djurtätheten minskat från 1,1 till 0,76 djurenheter per hektar under perioden 1983-2004. Den samtidiga minskande belastningen av fosfor till jorden tillsammans med minskat antal betesdjur kan ha bidragit till minskande koncentrationer partikulär fosfor i åarna som beräknades som statistiskt säkra. Det var i fem av de tolv undersökta åarna som minskningen av fraktionen med partikelbunden fosfor var statistiskt säkerställd. Minskat antal djur var också sannolikt anledningen till minskad fosforkoncentration från ett litet jordbruksområde i södra Sverige (Ulén et al., 2004). Under senare år har det blivit populärt med 6 m breda, gräsbevuxna kantzonerna längs vattendragen. Längs Smedjeån motsvarar längden med kantzoner 11% av den total sträckan längs med jordbruksmark, och för Råån är täckningen mer än 80%. Kantzonerna längs det senare vattendraget anlades långt innan man fick bidrag för dem. Dessutom är detta vattendrag känt för att ha ett bra samarbete mellan lantbrukare, fiskeorganisation och myndigheter, faktorer som är svåra att kvantifiera men som antagligen är av mycket stor betydelse för förbättringarna av ån. Åtgärder för att minska fosforförlusterna har varit lyckosamma i Norge där koncentrationen av totalfosfor minskat i tre små jordbruksområden (Bechmann & Stålnacke, 2005). Resultaten från den statistiska analysen antyder att bidrag och åtgärder kan minska koncentrationen i förorenade jordbruksområden, men att minskningen var liten i förhållande till variationen mellan områdena. I områden som dominerades av spannmålsproduktion och hade mycket erosion, minskade koncentrationerna av suspenderat material och totalfosfor signifikant, vilket antagligen främst berodde på minskad höstplöjning. I områden med hög djurtäthet minskade fosforkoncentrationen till följd av förbättrad gödslingsstrategi. De flesta förändringarna av jordbruksåtgärderna skedde under senare delen av 80-talet och i början av 90-talet. I ett kortare tidsperspektiv (1990-2002) har man däremot inte kunnat upptäcka några trender i vattendragen i Norge (Vandsemb et al., 2003). På Irland har längden på vattendrag som klassificerats som icke-förorenad ökat med totalt 3% från 1995/97 till 1998/00 och har därefter varit stabil (McGarrigle et al., 2002). Trender i jordbruksåar 1975-2004 Trender har också beräknats för ett par jordbruksåar i Mälarregionen (Ulén, 2005a). I detta område dominerar dränerade lerjordar och det rinner ofta vatten i dräneringssystemen, även i januari. Avloppsvattnet från tätorterna i området har renats effektivt under hela perioden, men avloppssystemen från spridd bebyggelse har hela tiden varit i dåligt skick. Mineralgödslingen med fosfor minskade snabbt efter 1975 och framåt, och därför ökade inte markförråden alls på samma sätt som i många andra länder. Förutom jordbruket kan en annan antropogen faktor påverka de diffusa fosforförlusterna nämligen växthuseffekten. Denna kan öka frekvensen av extrema vädersituationer som är viktiga för erosionen. Som ett resultat av klimatförändringen 14

Råån Smedjeån TotP (mg l -1 ) 0.4 0.3 0.2 0.1 0.0 1980 1985 1990 1995 2000 2005 År TotP (mg l -1 ) 0.4 0.3 0.2 0.1 0.0 1980 1985 1990 1995 2000 2005 År Träda + fånggröda (%) 20 15 10 5 0 1980 1985 1990 1995 2000 2005 År Träda +fånggröda (%) 20 15 10 5 0 1980 1985 1990 1995 2000 2005 År LD (LIU ha -1 ) 1.2 1.0 0.8 0.6 0.4 0.2 0.0 1980 1985 1990 1995 2000 2005 År LD (LIU ha -1 ) 1.2 1.0 0.8 0.6 0.4 0.2 0.0 1980 1985 1990 1995 2000 2005 År Fig. 1. Uppmätta (icke flödeskorrigerade) koncentrationer av totalfosfor (Tot-P) (mg L -1 ) för två jordbruksåar, andel åkermark med träda (%) och efter år 2000 inklusive fånggröda, djurtäthet (LD) som antalet djurenheter per hektar jordbruksmark (LU ha - 1 ) då en ko motsvarar 2 ungdjur, 4 kalvar, 3 suggor, 10 slaktsvin, 10 får eller 1000 höns. kan marken komma att exponeras allt mer för upprepad frysning och tining under vintersäsongen. Långtidstrender i vinterklimatet har beräknats under perioden 1975-2004 för en väderstation i Mälardalen (Ulén, 2005a). Antalet tillfällen med intensiv nederbörd under vintern ökade signifikant liksom antalet snösmältningstillfällen. I två närliggande jordbruksåar tycks erosionen ha ökat eftersom koncentrationen suspenderat material ökade med 19 resp. 25%. Koncentrationen av totalfosfor ökade 15

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

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

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

bunden fosfor till oorganiska former. Vad gäller de oorganiska formerna har det visat att det rör sig delvis om löst fosfat men att huvuddelen av den oorganiska fosforn föreligger i fast fas i form av olika utfällda Ca/Mg-fosfater (Frossard et al., 2002; Sato et al., 2005). I fastgödsel kan andelen organisk fosfor vara något högre och ovanstående referenser visar att gris- och hönsgödsel innehåller 20% organiskt bunden fosfor medan nötfastgödsel kan innehålla 50% organisk fosfor. En undersökning av de organiska fosforformerna i stallgödsel visar att det är främst fytinsyra i grisgödsel, medan andra former (polyfosfater och andra typer av inositolfosfater än fytinsyra) dominerar i nötgödsel (He & Honeycutt, 2001). Stallgödselns fosforinnehåll kan därför betraktas som en komplex blandning av Ca/Mg-fosfater. Det är upplösningen av dessa i marken som styr deras tillgänglighet för växten. Hur reagerar fosfor från mineral- och stallgödsel i marken? Upplösningen av lättlösliga kalciumfosfater i marken, t.ex. gödselkorn av super- och trippelfosfat med 2-4 mm i diameter, medför mycket höga fosfatkoncentrationer i den närmaste omgivningen runt gödselkornet. Upp till 10 mm från gödselkornet är fosfatkoncentrationen högre än markens adsorptionskapacitet och i denna P-mättade zon fastläggs enbart några få procent av löst gödselfosfat. Det sker främst genom utfällningar i form av amorfa Fe- och Al-fosfater. Längre bort än 10 mm är fosfatkoncentrationen omättad och i denna omättade zon, upp till 30-40 mm från gödselkornet, ökar betydelsen av sorptionen för fosforfastläggningen. I denna zon är växttillgängligheten av gödselfosfor som störst (Hedley & McLaughlin, 2005). Vad gäller upplösningen av stallgödselns Ca/Mg-fosfater är ph-värdet den viktigaste reglerande faktorn. Lägre ph värden medför ökad löslighet. En minskning av ph genom nitrifikation kan spela en viktig roll för fosforns tillgänglighet då mängden ammoniumjoner i anaerobt lagrad stall- och flytgödsel är betydande. I regel föreligger upp till 50% av totalkvävet som ammoniumkväve och dessutom mineraliseras organiskt kväve till ammoniumjoner. Löst oorganisk fosfor kan sedan reagera med markpartiklar på samma sätt som fosfatjoner från handelsgödsel. De kan bilda olösliga järn- och aluminiumföreningar, de kan bindas till organiskt material eller de kan tas upp av växter. Upptag av ammoniumjoner genom växter åtföljs av protonutsöndring, som också kan stimulera fosforupptaget i en försurad rotnära miljö (Hoffman et al., 1994). Fosforflöden i mark-/växtsystemet Fosforns omsättning i mark-/växtsystemet sker främst via lösta och fasta former. På senare tid diskuteras dock även betydelsen av den gasformiga P-föreningen fosfin (PH 3 ) i mark, luft och avfallsprodukter (Roels & Verstraete, 2001; Glindemann et al., 2005). Fosforhalterna i markvattnet är låga till mycket låga, vilket gör att kvantifieringen av flödena kräver en representativ och statistiskt förankrad provtagning. Fosforns frigörelse, liksom bindning, är dynamiska processer som påverkas av såväl åtgärder i jordbruket, liksom klimatrelaterade faktorer i samspel med olika jordtyper. En schematisk sammanställning av svenska medelvärden för olika fosforflöden i mark-/växtsystemet visas i Figur 3. 19

Gödsling 0-20 kg Skörd 15-50 kg Skörderester 3-10 kg Nedfall 0,2-1,2 kg Ytavrinning 0,02-0,4 kg Utlakning 0,1-1,8 kg Fig. 3. Flöden av P per hektar till och från mark-/växtsystem i Sverige baserade på litteraturuppgifter. Nedfall Depositionen av fosfor har mätts på tre platser i Sverige mellan 1998 och 2001. Mängden totalfosfor i löst och fast form har varierat mellan 230 och 1160 g P ha -1 år -1 (IVL, 2001). I samma rapport nämns danska mätningar från Fyn som visar ett medelnedfall av 120 g P ha -1 år -1, varav hälften var organiskt bunden och hälften bestod av oorganisk fosfor. Utsläpp av fosfor till atmosfären sker genom förbränningsprocesser, samt naturliga källor såsom vulkaner, pollen och damm från vinderosion. Betydelsen av fosfordeposition för fosforflöden till olika ekosystem är oklar och flera frågetecken kvarstår. Oklarheterna beror huvudsakligen på att depositionen är svår att kvantifiera och att man lätt får problem med föroreningar (t.ex. fågelträck). Utlakning Utlakning av fosfor via dräneringsvatten har först under de senaste 10 åren fått samma uppmärksamhet som ytavrinning som en betydelsefull förlustväg. Fosforutlakning i storleksordningen 0,1 till 1,8 kg har uppmätts och ett medelvärde av 0,23 kg P ha -1 år - 1 har angivits av Löfgren & Olsson (1990) för Sveriges åkermark som helhet, vilket väl stämmer överens med de siffror som anges ovan. Ulén (2005b) visade att utlakningen är störst i de södra länen (0,60 kg P ha -1 år -1 ) och minst i de norra (0,14 kg P ha -1 år -1 ). Även om lösligheten av fosfor i marken ökar vid en större växttillgänglig pool (högre P koncentrationer i marklösningen; Göte Bertilsson, muntligt meddelande) så behöver läckaget inte öka då flera bindingsprocesser motverkar utlakningen. Detta återspeglar sig i de relativ små mängder, som lakas ut jämfört med andra makronäringsämnen. 20

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

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

vilken typ av fosfatestrar som de angriper. Enzymaktiviteten regleras närmast av mängden lättillgängliga fosfatjoner, på så sätt att aktiviteten ökar vid minskande fosfattillgång och minskar då fosfatmängden ökar, t.ex. vid tillförsel av fosfatgödselmedel. Vilka organiska fosforföreningar hittar man i marken och i marklösningen? Med hjälp av 31 P NMR spektroskopi har man identifierat monoestrar och diestrar i olika proportioner i såväl åkerjordar som skogsjordar (Guggenberger et al., 1996; Kaiser et al., 2003; Turner et al., 2003 a, b, c; Lehmann et al., 2005; McDowell & Koopmans, 2006). Ett väsentligt problem i sammanhanget är att absorptionstoppen av en så kvantitativt betydande fosforform som inositolhexafosfat kan vara svår att separera från andra närbelägna absorptionstoppar i ett NMR-spektrum, vilka anger närvaron av mera lågmolekylära monoestrar (Turner et al., 2003 b, c). En säkrare uppdelning i olika fosforformer kan erhållas genom enzymaktivitetsstudier (e.g. enligt Turner et al., 2002 a). Turner och medarbetare karaktäriserade inledningsvis olika fosfataser (alkaliskt fosfomonoesteras, fosfodiesteras och fytas) med avseende på deras specifika mineralisering av kända organiska fosforföreningar. Därefter extraherade man jordprover med vatten varpå vattensuspensionerna filtrerades genom 0.45 m filter. Till de filtrerade lösningarna sattes olika enzymkombinationer, varpå proverna inkuberades. Mängden ortofosfat som frigjordes efter inkubering utgjorde ett mått på den totala fosformineraliseringen i respektive prov. Mängden labila monoestrar, diestrar och inositolfosfat beräknades med hjälp av följande antaganden: 1. Mängden labila monoestrar baserades på den mängd fosfat som hydrolyserades (mineraliserades) av alkaliskt fosfomonoesteras. 2. Mängden diestrar baserades på det fosfat som hydrolyserades av kombinationen alkaliskt fosfomonoesteras + fosfodiesteras korrigerat för det fosfat som hydrolyserades enligt steg 1. 3. Mängden inisitolfosfat baserades på det fosfat som hydrolyserades av fytas minus det fosfat som hydrolyserades i stegen 1+2. Av detta experiment framgick att fosfodiestrar och inositolfosfat var de dominerande mineraliserbara organiska fosforformerna i vattenextrakten. De utgjorde 9-23% respektive 11-33% av den totala initialmängden av ej mineraliserad organisk fosfor. Inflödet till marken av labila monoestrar bör ha varit betydande. De små mängderna som man fann i vattenextrakten kan därför tolkas som att dessa föreningar hydrolyserades nästan omdelbart efter det att de frigjorts från markpartiklarna och hamnat i vattenfasen. Mineraliseringen av inositolfosfat kan möjligen ha påskyndats genom en uppbrytning av aggregat då torr jord har fuktats upp. Man antar annars att inositolfosfat är starkt bundet till mineralytor och därmed svårtillgängligt för nedbrytning (se också nedan). Utlakning av organisk fosfor Flera studier visar att utlakningen av organisk fosfor från marken kan vara betydande. Detta framkom först vid studier av fosforutlakningen i skogsmark med höga halter av nedbrutet organiskt material (Qualls & Haines, 1991; Kaiser, 2001), men studier av senare datum har dokumenterat betydande utlakning av organisk fosfor även från betesmark och uppodlad åkermark (Lehmann et al., 2005; McDowell & Koopmans, 23

2006). En stor del av utlakad organisk fosfor utgörs av labila, d.v.s. lättmineraliserade former. I en studie av betesmark på Nya Zeeland fann man att 70-90% av löst fosfor förelåg i organisk form (DOP = Dissolved Organic Phosphorus ) och av denna fosformängd var cirka 40% lättmineraliserbar. Mineraliseringsgraden fastställdes med hjälp standardiserade enzymtester. Vad reglerar uppkomsten av löst organisk fosfor (DOP)? Man bör först fråga sig vilka faktorer som främst påverkar fosforinnehållet i markens organiska material. Utgångsmaterialets (skörderester, förna) fosforinnehåll (se ovan) är av naturliga skäl en viktig bestämmande faktor tillsammans med faktorer som påverkar den extracellulära mineraliseringen av fosfor, och därmed även fördelningen mellan oorganisk och organisk fosfor i markens fasta fas och i markvattnet. På grund av den negativa återkopplingen mellan fosfatasaktivitet och fosfathalt kan man ibland konstatera ett positivt samband mellan DOP och halten av lättillgängliga oorganiska fosfater såsom av H 2 PO 4 - och HPO 4 2- (Neff et al., 2000). En ytterligare aspekt som bör beaktas är faktorer som kan begränsa den mikrobiella syntesen av nytt fosfatas. Eftersom det är fråga om en proteinsyntes kan begränsad tillgång på assimilerbart C och N under vissa betingelser hämma enzymproduktionen och därmed även fosformineraliseringen (Allison & Vitousek, 2005). McDowell & Koopmans (2006) fann exempelvis ett positivt samband mellan fosfatasaktiviteten i betesmark och ökad kvävegiva. Hur frigörs DOP från den fasta fasen i marken? Vi bör först klargöra hur löst organiskt material i allmänhet (DOM = Dissolved Organic Matter ) uppkommer. DOM anges oftast i termer av löst organiskt kol (DOC = Dissolved Organic Carbon ), eftersom kol är det dominerande grundämnet i allt organiskt material. I de fall då DOM härstammar från relativt färskt förnamaterial kan man ofta påvisa ett positivt samband mellan produktionen av DOM och den mikrobiella aktiviteten i materialet uppmätt som heterotrof CO 2 -respiration. I ett äldre organiskt material som befinner sig i ett mera avancerat nedbrytningsstadium är inte detta samband lika tydligt och det kan ofta saknas helt. Partiellt nedbrutet organiskt material har per definition genomgått en partiell oxidation, som ger upphov till negativt laddade karboxylgrupper (R-COO - ) och andra typer av laddade eller polära funktionella ändgrupper. Det nedbrutna materialiet är på detta stadium i stor utsträckning adsorberat till positivt laddade Fe- och Al-oxider, vilket innebär att det av kemiska och/eller fysikaliska skäl är mer eller mindre svåråtkomligt för fortsatt nedbrytning. Konsekvensen av detta är att nedbrytningshastigheten sjunker markant. På detta stadium kommer uppkomsten såväl som transporten av DOM genom markprofilen att framför allt vara beroende av markmineralens adsorptions- och desorptionsegenskaper och hur dessa egenskaper varierar med mineralens kristallstruktur och med ph-värdet. Mekanismerna för utlakning av organisk fosfor Bärarmodellen En vanlig modell för att beskriva utlakningen av lösta organiska näringsämnen såsom organiskt kväve (DON), svavel (DOS) eller fosfor (DOP) är att betrakta löst organiskt material (DOM) som en bärarsubstans för dessa näringsämnen. Detta resonemang utgår ifrån att det är det lösta organiska kolets kemiska egenskaper som styr 24

adsorption, löslighet och utlakning även av de tre nämnda näringsämnena (Qualls & Haines, 1991; Andersson et al., 1999). Ur adsorptions- och transportsynpunkt kan man dela upp DOM i en operationellt definierad hydrofob, respektive hydrofil fraktion (Qualls & Haines, 1991, Zech & Guggenberger, 1996; Nilsson et al., 2001). Observera att hydrofob och hydrofil i detta sammanhang endast syftar på de förhållanden som råder vid separationen av dessa fraktioner på laboratoriet och inte på de förhållanden som råder i fält. Den hydrofoba fraktionen består till stor del av organiska syror som är uppbyggda av aromatiska ligninrester på vilka det sitter karboxylgrupper och fenolgrupper. Bland fosforföreningarna i den hydrofoba fraktionen ingår exempelvis fosfolipider. I den hydrofila fraktionen ingår organiska syror med lägre molekylvikt än de hydrofoba syrorna, och dessutom ingår kolhydrater, alkoholer, aminosyror, aminosocker, inositolfosfater med flera föreningar (Qualls & Haines, 1991). Både hydrofobt och hydrofilt DOM bildar ytkomplex med positivt laddade Fe- och Al-oxider. Bindningsstyrkan mellan den hydrofoba fraktionen av DOM och oxidytorna är högre än för den hydrofila fraktionen. Den hydrofoba fraktionen binds alltså selektivt. Å andra sidan är åtminstone i skogsmark fosforinnehållet i denna fraktion lägre än i den hydrofila fraktionen. DOM som ej adsorberats utan fortsätter att transporteras med markvattnet består av resterande hydrofoba och hydrofila fraktioner och DOMkoncentrationen minskar successivt i markvattnet genom adsorption av dessa fraktioner. Det innebär att DOP också kan minska genom successiv adsorption. I jordar med högt ph eller ringa inslag av oxidytor kan man däremot förvänta sig att DOP-koncentrationen förblir mer eller mindre konstant. Enligt detta resonemang är det alltså tillgången på fria oxidytor, samt de organiska föreningarnas bindningsegenskaper (framför allt förekomsten av karboxyl- och fenolgrupper), som bestämmer adsorptionen och transporten av lösta organiska näringsämnen inklusive organisk fosfor (Qualls & Haines, 1991; Kaiser, 2001; Kaiser et al., 2003). I vilken utsträckning bestäms utlakningen av organisk fosfor av de ingående fosforföreningarnas egenskaper? Enligt ett alternativt resonemang skulle adsorptionen av DOP bero på i vilka proportioner enskilda organiska fosforföreningar ingår. Inositolhexafosfat, som är en kvantitativt dominerande del av markens organiska fosfor, har i laboratorieförsök visat sig ha en högre adsorptionskapacitet än oorganiska fosfatjoner. Ett liknande förhållande gäller även för adenosintrifosfat (ATP) och oorganiskt fosfat. I dessa laboratorieexperiment kunde man påvisa ett positivt samband mellan antalet fosfatgrupper per organisk molekyl och molekylens adsorptionskapacitet (Anderson et al., 1974; Frossard et al., 1989). I en vittrings- (ålders-) gradient av jordar bildade ur vulkaniskt material rådde emellertid följande rangordning mellan olika lösta kemiska species beträffande adsorption/fastläggning: PO 4 > DOP > DOC; skillnaden mellan PO 4 och DOP med avseende på adsorptionsförmåga var avsevärd (Lilienfein et al., 2004). I detta fall var sammansättningen av DOP inte känd. Den var emellertid inte av sådan karaktär att adsorptionen av organisk fosfor översteg adsorptionen av ortofosfat. Liknande observationer har gjorts i andra studier. 25

Det är svårt att dra någon helt generell slutsats, beträffande transporten och fastläggningen av löst organisk fosfor. Ett av problemen är att fosforhalten i löst organiskt material är ytterst variabel, vilket illustreras av en ofta mycket variabel DOC/DOP-kvot. Samtidigt har man oftast dålig kännedom om de ingående komponenterna (Qualls & Haines, 1991). Hur stor andel av utlakad organisk fosfor utgörs av inositolfosfat och vilken är betydelsen av partikulär transport av organisk fosfor? Inositolfosfat är, som nämnts ovan, den kvantitativt dominerande komponenten i markens organiska fosforförråd. Det är därför viktigt att klargöra inositolfosfatets roll vid såväl adsorption som utlakning av vattenburen organisk fosfor. Sker utlakningen av inositolfosfat huvudsakligen i löst eller partikulär form? På grund av dess starka adsorption till oxidytor finns det anledning att anta att frigörelsen och utlakningen sker i partikelform (Turner et al., 2002b). Det tidigare refererade laboratorieförsöket med enzymtester (Turner et al., 2002 a) tyder också på detta. Detta skulle innebära att bärarmodellen ger en tämligen ofullständig bild av den totala utlakningen av organisk fosfor. Inositolfosfat i partikulär form kommer ej att fångas upp med undertryckslysimetrar på grund av att lysimetermaterialets porstorlek inte tillåter detta. En slutsats av detta är att man riskerar att få en skev bild av den relativa skillnaden mellan total utlakning av oorganisk och organisk fosfor om man ej tar hänsyn till både mängd och sammansättning av såväl löst som partikulär fosfor. Partikulär fosfor i vatten analyseras ofta i rutinundersökningar. Däremot förekommer det ytterst sällan att både löst och partikulär fosfor delas upp i en oorganisk och en organisk del vilket är helt nödvändigt för att skapa en bättre förståelse för exempelvis fosfors betydelse i eutrofieringssammanhang. Detta understryks av resultaten i en undersökning utförd av Stepanauskas et al. (2002) av vattendrag som rinner ut i Östersjön. Man fann att löst fosfat, DOP och partikulär fosfor utgjorde i genomsnitt 46, 18 och 36% av totalfosforhalten. Man bedömde att all partikulär fosfor var organisk och att således närmare 70% av all vattenburen organisk fosfor förelåg i partikulär form. Motåtgärder för att minimera fosforförluster från jordbruket En förutsättning för att kunna minska fosforförluster från jordbruksmark med lämpliga motåtgärder är att man på alla nivåer (jordbrukare, myndighetspersoner, politiker etc.) är medvetna om problemet och accepterar att dåligt utnyttjande av fosfor inom jordbruket är en starkt bidragande orsak till att ytvatten eutrofieras. För att minska förlusterna använder man sig av lagar, bestämmelser och ekonomiska instrument tillsammans med informationskampanjer och enskild rådgivning. De flesta europeiska länderna (inklusive Sverige) har fram till nu koncentrerat sig på att åtgärda kväveläckaget. Bara i Norge och Finland har man koncentrerat sig mera på fosforproblemet, liksom nyligen även i Danmark. Förutom landsomfattande regler och internationella konventioner (t.ex. EU:s ramdirektiv för vatten), finns det en hel del åtgärder som kan vidtas på gårds- och fältnivå för att minska förluster av fosfor. För att uppnå ett bra resultat måste emellertid vissa faktorer vara kända. Vi måste kunna identifiera kritiska områden på ett fält eller inom ett avrinningsområde där risken för förluster är stor, och känna till 26

hur transporten av fosfor sker. Är det fråga om avrinning på ytan eller sker transporten huvudsakligen genom marken till dräneringsledningar? Kunskapen om detta är helt avgörande för vilka motåtgärder som kan sättas in. Brukningsåtgärder för att optimera fosforanvändningen inom jordbruket, s.k. Best Management Practices (BMPs), bör syfta till att uppnå såväl en effektiv och säker användning av tillsatt fosfor för att försäkra sig om tillfredställande skördenivåer, som fosfornivåer i marken inom acceptabla gränser. Man bör med andra ord undvika utarmning eller oacceptabel ackumulering och istället sträva efter att få en balans mellan in- och utflöden i systemet. Det är även självklart att BMPs ska bidra till att transporten av fosfor till yt- och grundvatten begränsas. Ett väl förankrat och fungerande åtgärdspaket ska inte bara ha en positiv effekt på miljön, utan bör också vara ekonomiskt uthålligt för lantbrukaren som vidtar åtgärderna. I Figur 4 visas ett flödesschema som beskriver motåtgärder som syftar till att minimera fosforförluster på fältnivå. Åtgärderna har delats in i sådana som minskar Fig. 4. Flödesschema som beskriver sammanhanget mellan åtgärder för att reducera fosforförluster från jordbruket (från Djodjic et al., 2005). 27

frigörelsen av fosfor från marken och från tillsatta gödselmedel, och sådana som påverkar själva transporten av fosfor på markytan eller i marken. Dessutom beskrivs av insatta motåtgärders effekt, liksom mer grundläggande forskning på processnivå. När man har en mer komplett bild kan man sedan göra en prioritering av de motåtgärder som i varje enskilt fall kan förväntas ha störst betydelse för förlusternas storlek. Begränsning av fosforfrigörelsen Även om tillförseln av fosfor till åkermark är i balans med bortförseln kan man ibland få stora förluster p.g.a. att de ofta inträffar koncentrerat till korta episoder (Haygarth & Sharpley, 2000), vilket konstateras på flera ställen i denna skrift. För att minska effekten av dessa episodiska förluster bör man ta stor hänsyn till såväl tidpunkten när fosforn sprids som vilken metod man använder för att sprida gödseln. När det gäller stallgödselspridning finns det i Sverige en rad bestämmelser som reglerar när den bör spridas (SJVFS 1999:79). Bestämmelserna gäller spridning under året, nedbrukningskrav för att undvika ytavrinningsförluster, samt krav på att speciell teknik ska användas i vissa län. Man får exempelvis inte sprida stallgödsel på frusen mark under vintern (1 januari 15 februari) i känsliga områden (kustområden i södra Sverige, samt delar av jordbruksområden runt Mälaren, Hjälmaren, Vättern och Vänern). Risken för att fosfor och andra näringsämnen ska transporteras på frusen mark vid snösmältningen är då stor. Lagstiftningen har dock nyligen (2005) gjorts om och spridning medges på tjälad barmark om gödseln brukas ner. Infiltrationen av vatten i frusen mark bestäms framför allt av markstrukturen och vattenhalten i marken vid frysningstillfället (Zuzel & Pikul, 1987). När marken fryser vid hög vattenhalt eller vattenmättnad blir den i stort sett ogenomtränglig för vatten, vilket gör att smältvatten eller regn som faller under vintern ofta ger upphov till häftig ytvattenavrinning (Stähli, 1997), vilket i sin tur ökar risken för höga fosforförluster. Risken blir speciellt stor om stallgödsel sprids sent på hösten eller under vintern (Sharpley et al., 1994). Luftfyllda makroporer i frusen mark kan dock också utgöra en risk för fosforförluster, genom att vatten och däri löst eller partikelbunden fosfor snabbt kan transporteras ned i marken (Pikul et al., 1996). Ulén (1995) har visat att ansenliga utlakningsförluster kan uppkomma under sådana förhållanden. Placering av gödsel Vad gör vi då för att förbättra utnyttjandet av tillförd fosfor och därmed minska riskerna för förluster? En väl beprövad metod är att applicera gödselfosfor i band i marken istället för att bredsprida den på markytan, vilket gäller såväl handels- som stallgödsel. På så vis minskar man bl.a. risken för ytavrinningsförluster, och för stallgödsel även risken för ammoniakförluster till atmosfären. Det har också visat sig att man kan minska utlakningsförlusterna av fosfor markant om man nedbrukar gödseln vid spridning (Djodjic et al., 2002). I jordar med högt ph reagerar fosforn med kalcium och magnesium, som nämnts ovan, och bildar föreningar med låg löslighet (Sample et al., 1980). Dessa föreningar är betydligt mindre tillgängliga för grödan än den gödselfosfor man tillför och tillgängligheten minskar oftast med tiden. I sura jordar bildas på liknande sätt svårlösliga föreningar mellan fosfor och järn- och aluminiumoxider. Genom att man placerar gödselfosforn i band minskar kontaktytan mellan tillförd fosfor och jordmaterialet, och därmed fastläggningen (Tisdale et al., 1993). I jordar med lågt fosforinnehåll och en hög fosforbindningskapacitet får man i 28

allmänhet en bra tidig tillväxt hos grödan om man placerar handelsgödselfosfor i band intill fröna genom kombisådd ( starter P ). Härigenom kan gödselgivan minska. Genom att bibehålla tillförd gödselfosfor i växttillgänglig form under längre perioder ökar också utnyttjandegraden. Eftersom rötter inte kan ta upp växtnäringsämnen i torr jord blir bandplacering av gödselkornen i jorden bättre än att sprida dem på markytan som snabbt torkar upp på våren. En viss nackdel med bandplacering är dock att den rotvolym som kommer i kontakt med tillförd fosfor ofta blir mindre (Barber, 1977). Det är också viktigt att komma ihåg att det finns klara skillnader mellan olika grödor när det gäller hur de svarar på gödselplacering i band. Man har t.ex. visat att majs (Richards et al., 1985; Swaider & Schoemaker, 1998), sojabönor (Randall & Hoeft, 1988), lin och raps (Nyborg och Henning, 1969) t.o.m. kan skadas om fosforgödselkorn placeras i såraden i mängder som motsvarar optimal giva. I sådana fall är det viktigt att gödselkornen placeras en bit under fröna. Stallgödselspridning När det gäller stallgödsel finns det ett flertal åtgärder som kan sättas in för minska fosforförlusterna och öka utnyttjandegraden, av vilka några som berör spridningstidpunkt och nedbrukningskrav redan nämnts. En första åtgärd är givetvis att analysera näringsinnehållet i gödseln så att avsedd mängd fosfor sprids ut. Att bara förlita sig på standardvärden som finns i diverse böcker och annat tryckt material är inte bra eftersom stallgödselsammansättning varierar kraftigt med typ av foder och gödselns hanteringssystem. För fastgödsel, som varierar mest, rekommenderas att prov tas från gödselspridaren, medan flytgödselprover kan tas från lagringsbehållaren. Det finns en rad kemiska metoder som kan användas för att bestämma mängden totalfosfor i stallgödsel (Peters et al., 2003). Det finns också exempel på tillfällen då fosformängden anges som vattenlöslig fosfor då man vill poängtera att det är mängden fosfor som antingen kan rinna av på markytan eller lakas ut som är det väsentliga, d.v.s. man vill få en indikation på potentialen för miljöbelastning. En annan viktig faktor för ett bra fosforutnyttjande är att man verkligen sprider rätt mängd stallgödsel på åkern och att man därför har en tillförlitlig gödselspridare. Detta kräver att man med jämna mellanrum kalibrerar spridaren. Är spridaren okalibrerad finns det en risk att man sprider för stora mängder, vilket på sikt kan leda till onödiga fosforförluster till våra vattendrag. När man kalibrerar en gödselspridare är det viktigt att kontrollera såväl tillförd mängd som hur stor yta man sprider gödseln på. Det finns flera metoder som används för kalibrering; allt från sådana som utgår från enskilda gödsellass till de som baseras på vad som finns i gödselbehållaren på gården (Jokela, 2003; Koelsch, 1995). Det är viktigt att komma ihåg att vilken kalibreringsmetod man än använder måste man omkalibrera spridaren vid varje väsentlig förändring av gödselns sammansätting. I jämförelse med många andra motåtgärder för att minska fosforförluster från åkermark är det kostnadseffektivt att ha en välkalibrerad stallgödselspridare. Man försäkrar sig därmed om att gödseln sprids i för grödan lämpliga mängder och undviker på så sätt ett dåligt utnyttjande av en värdefull växtnäringsresurs. Stallgödseltillsatser I USA nämns ofta möjligheten att minska fosforns löslighet i stallgödsel genom att ge olika tillsatser till gödseln (Dou et al., 2003; Shreve et al., 1995). Man kan exempelvis tillföra aluminiumsulfat (Alum, Al 2 (SO 4 ) 3 14H 2 0) som bidrar till att fosforn binds 29

och när stallgödseln sedan sprids minskar förlusterna (Sims & Luka-McCafferty, 2002). Aluminiumsulfat har framför allt använts till näringsrik fjäderfägödsel (Moore et al., 2000). Mängden alum bör vara 5-10 viktsprocent av gödselmängden, d.v.s. ungefär 1-2 ton per 20 000 broiler. Vid en sådan tillsats får man en otroligt effektiv fastläggning. Det har visat sig att ytavrinningsförluster av fosfor har minskat med nästan 90% från enskilda fältrutor (Shreve et al., 1995), medan minskningen var 75% från små avrinningsområden (Moore et al., 2000). En positiv bieffekt är att även förluster av ammoniak (NH 3 ) minskar när stallgödseln sprids (Moore et al., 2000). Förutom aluminiumsulfat kan även tillsats av aluminiumklorid (AlCl 3 ) och aska från förbränningsprocesser bidra till att förlusterna av fosfor signifikant minskar (Smith et al., 2001), utan att mängden växttillgänglig fosfor påtagligt reduceras. För aluminiumklorid krävs att tillsatsen är 1:1 med avseende på aluminium:fosfor (på molbasis). Det finns dock anledning att tro att den här typen av tekniska lösningar för att tillfälligt binda fosforn, och därmed göra den mindre tillgänglig för spridning i naturen, inte kommer att få någon större genomslagskraft i Sverige där lösningar baserade på att undvika överskottsbalanser av fosfor och förbättrat utnyttjande har betydligt större acceptans. Påverkan på fosfortransporten Åtgärder för att minska fosforförluster måste som nämnts ovan ta hänsyn till vilken transportväg som dominerar fosforflödet, vilket kan ske genom ytavrinning, eller flöde genom jordmaterialet (s.k. kolvflöde) eller makroporer i marken. Vilket flöde som dominerar beror på en mängd faktorer såsom markens sorptionskapacitet, regnintensitet etc. Utlakning av fosfor genom markprofilen genom kolvflöde påverkas exempelvis starkt av markens sorptionskapacitet, medan ytavrinning inte alls påverkas av detta. När man söker efter lämpliga motåtgärder för att minska fosforförluster i ett område eller från ett fält behöver man följaktligen identifiera den dominerande transportvägen. Ytavrinning En stor del av fosforförlusterna från jordbruksmark sker genom ytavrinning. I många länder anses sådana förluster vara helt dominerande, vilket gör att åtgärdsstrategier för att minska fosforemissoner i stor utsträckning varit kopplade till metoder avsedda att förebygga och minska erosion. Ytavrinningsförluster kan ske både i form av löst reaktiv fosfor och fosfor bunden till markpartiklar. I allmänhet minskar fosforförlusterna om markens infiltrationskapacitet ökar och därmed ytavrinningen avtar (Turtola & Jaakola, 1995; Gillingham & Thorrold, 2000; Simard et al., 2000). Kunskap baserad på forskning om erosionens beroende av regnintensitet, markegenskaper, topografi och jordbearbetning har använts för att dämpa problem kopplade till ytavrinningsförluster av fosfor. Metoder har sedan utvecklats för att förbättra markens infiltrationskapacitet och minska frigörelsen av partiklar från jordaggregat, samt olika åtgärder avsedda att kontrollera själva transporten av fosfor (Figur 4). Att förebygga erosion kräver en sytematisk och ofta omfattande insats. Det är emellertid viktigt att göra insatser på fält där erosionen förorsakar fosforförluster, inte enbart för att erosion förekommer. Erosion är inte med nödvändighet förknippad med förluster av fosfor (Sharpley et al., 1994). I själva verket kan stora fosforförluster ske även under perioder med låg regnintensitet och små erosionsförluster. Kunskapen 30

inom det här området behöver dock förbättras och inbegripa inte enbart partikulärt bunden fosfor utan även fosfor som är bunden till kolloidalt material (Ulén, 2003). Ett flertal jordbearbetningsstrategier för att minska vattenflödets hastighet vid ytavrinningstillfällen, och därmed transporten av jordpartiklar och till dessa bunden fosfor, har utvecklats genom åren. Dit hör bearbetning vinkelrätt mot fältlutningen, konturplöjning och uppbyggnad av terrasser, vilket är metoder som tillämpas i många länder där sluttande fält är vanligt förekommande. Det finns dock ringa erfarenhet av detta i Sverige. Även reducerad jordbearbetning används för att minska ytavrinningsförluster av fosfor. Genom att de skörderester som lämnas på markytan ökar infiltrationen, minskar upptorkningen och man bibehåller därmed mer vatten i marken för efterföljande grödor. Genom att lämna växtrester på markytan och utelämna jordbearbetning efter skörd kan erosionsförluster reduceras med 30-90% beroende på gröda (Lemunyon, 2006a), vilket avsevärt minskar fosforförlusterna. Man kan räkna med att för varje ton av markpartiklar som inte rinner av ett fält reduceras fosforförlusterna med minst 50 g (Lemunyon, 2006a). Det är dock viktigt att komma ihåg att generella rekommendationer sällan ger ett bra resultat utan erosionsbegränsande åtgärder behöver anpassas till lokala förhållanden. Det är också viktigt att, i enlighet med vad som påpekats ovan, inse att inte alla erosionsbegränsande åtgärder minskar fosforförlusterna. Växtrester som lämnas på markytan kan exempelvis fungera som fosforkälla (Wendt & Corey, 1980; Gaynor & Findlay, 1995) och öka förlusterna av löst, reaktiv fosfor. Löst fosfor skapar betydligt större problem i de flesta vattenekosystem än partikelbunden fosfor, beroende på den höga biotillgängligheten. Vårbearbetning som normalt är bättre än höstbearbetning när det gäller att reducera fosforförluster, kan om den utförs när marken har en hög vattenmättnadsgrad förstöra markstrukturen och därmed minska infitrationskapaciteten och öka ytavrinningen. Om inte jordbearbetningsåtgärder görs kan makroporflödet i vissa jordar öka som i sin tur ofta bidrar till större fosforförluster (Petersen et al., 1997; Persson, 2001). McDowell & McGregor (1984) fann också att även om förlusterna av totalfosfor begränsades betydligt om ingen jordbearbetning utfördes, så blev förlusterna av löst fosfor åtta gånger större jämfört med om konventionella jordbearbetningsåtgärder utfördes. Den här typen av målkonflikter måste beaktas vid utformande av åtgärder som ger minst läckage av fosfor till den omgivande miljön. Andra åtgärder som visat sig påtagligt minska ytavrinningsförluster av fosfor i jordbrukslandskapet är vegetationsfilter längs vattendrag och våtmarker, ofta kallade kantzoner (Leinweber et al., 2002). När det gäller vegetationsfilter längs vattendrag är effektiviteten starkt kopplad till filtrets bredd. I en Kanadensisk studie fann man t.ex. att fosforförlusterna reducerades med 31% i ett 2 m brett filter och med hela 89% om filtrets bredd ökades till 15 m (Abu-Zreig et al., 2003). Flödeshastighet, vegetationstyp och vegetationstäckets täthet visade sig ha underordnad betydelse för förlusternas storlek. I en nordisk studie minskade totalfosforhalterna mellan 27 och 97% beroende på filtrets 31

Kantzon längs dike i Uppland (foto: Faruk Djodjic) bredd, vilket motsvarar 0,24-0,67 kg P ha -1 år -1 (Uusi-Kämppä et al., 2000). I samma studie fann man att fosforretentionen i en våtmark var 17% av tillförd fosfor. De mekanismer som styr fosforretentionen i vegetationsfilter är sedimentdeposition, infiltrationskapacitet och vegetationens upptag av fosfor (Abu-Zreig et al., 2003). Man har ofta en högre uppsamling av partiklar i ett vegetationsfilter än av fosfor. Magette et al. (1989) uppmätte exempelvis en fosforretention i ett 9,1 m brett filter som motsvarade 46%, medan uppsamlingen av partiklar i samma filter var 82%. Liknande resultat har även kommit fram i andra studier (Dillaha et al., 1987; Patty et al. 1997). Vegetationsfilter har också använts för att minska fosforförluster från olika avloppsvatten som genereras i jordbruket, t.ex. avloppsvatten från mjölkningsanläggningar. Sådant avloppsvatten, som innehåller stora mängder fosfor, kan spridas över en bevuxen yta som fångar ända upp till 90% av fosforn (Schwer & Clausen, 1989). En risk med vegetationsfilter i kalla områden som uppmärksammats i flera studier är om växtmaterialet i filtren fryser. Detta kan leda till ökade förluster av fosfor genom att vid frysning sprängs cellmembran och fosforn i växtcellerna frigörs och följer med avrinnande vatten (e.g. Timmons et al., 1970; Miller et al., 1994). Ökade fosforförluster som följd av frysning av växtmaterial har också påvisats i svenska studier (e.g. Torstensson et al., 2006). Man kan också tänka sig att bruket av fånggrödor, som är en väl beprövad metod för att minska kväveläckage från lätta jordar i södra Sverige (Aronsson, 2000), också skulle kunna ha en reducerande effekt på fosforförluster (Hargrove, 1991). Detta skulle ske genom minskad ytavrinning och erosion, fosforupptag av fånggrödan och förbättrad infiltration. Studier har visat att en fånggröda som tillåts växa under en relativt lång period kan binda 10-30 kg P ha -1 i ovanjordisk biomassa (Lemunyon, 2006b). Utfrysning av fosforn i växtceller, och därmed möjligheten till ökade förluster, är dock en risk även för fånggrödor under svenska klimatförhållanden. 32

Våtmark (foto: Helena Aronsson) Som antyds ovan, har våtmarker under senare år anlagts i jordbrukslandskapet för att minska transporten av kväve och fosfor till havet. Det finns dock ganska få kvantitativa mätningar som visar hur effektiva våtmarker är som fosforfällor under svenska förhållanden. I en sammanställning av data från 17 våtmarker belägna i Skandinavien, Schweiz och Illinois (USA) fann man att faktorer som våtmarkens yta i förhållande till avrinningsområdets, våtmarkens ålder etc. har stor betydelse för fosforretentionen, som varierade mellan 1 och 88% när det gällde totalfosfor (Braskerud et al., 2005). Variationen var ännu större för löst reaktiv fosfor (-19 89%). I de våtmarker vars yta utgjorde >1% av avrinningsområdets, och som hade en hög andel löst reaktiv fosfor i inloppsvattnet, var retentionen av totalfosfor ungefär 20%, vilket motsvarade 4-11 kg P ha -1 våtmark och år -1. Om andelen partikulärt bunden fosfor var stor blev retentionen betydligt högre. Dessa resultat indikerar att våtmarker potentiellt kan bidra till att minska förluster av partikulärt bunden fosfor från åkermark i kalla klimatregioner. Samtidigt har våtmarker ämnade att reducera fosfortransporten sommartid visat sig kunna bidra med löst reaktiv fosfor under sommaren p.g.a. tillskott från sedimenten (Tonderski et al., 2005). I Sverige görs idag stora ekonomiska satsningar på att anlägga våtmarker, framför allt med avseende på kväveretention. För fosfor måste dock metoden ses som relativt osäker, trots de positiva resultaten beskrivna ovan. Det beror främst på att våtmarkerna måste utformas och skötas ytterst omsorgsfullt för att över huvudtaget ha någon effekt på de diffusa fosforförlusterna från åkermark. Man underskattar vattenflödena och överskattar sedimentationshastigheten hos de långtransporterande kolloidala lerpartiklarna som svarar för mycket av fosfortransporten till Östersjön. Flöde genom större porer i marken Stora fosforförluster sker ibland genom att vatten och däri löst eller partikelbunden fosfor snabbt transporteras genom större porer i markprofilen. Vid sådan transport hinner vanligen inte fosforn reagera med jordmaterialet, utan passerar förbi sorptionsytor i alven till djupare lager i profilen. Effekten på fosforförlusterna blir liknande den som beskrivits ovan för ytavrinning. Man kallar ofta den här typen av förluster för inre erosion genom att partiklar och till dessa bunden fosfor slits loss från porernas väggar när vattnet snabbt passerar förbi. Jordbearbetningsåtgärder är ett 33

sätt att bryta kontinuiteten av makroporer i matjorden och därmed minska fosfortransporten (Thomas & Phillips, 1979). Det har också visat sig i flera studier att fosforförlusterna blir mindre i bearbetad jord jämfört med ostörd (McDowell & Monaghan, 2002). Det finns också studier som visar att jordbearbetning inte har en sådan effekt. I en svensk studie förklarade man det med att makroporer i matjorden återskapades genom upprepad frysning/tining och därmed sprängning av jordaggregat (Djodjic et al., 2002). En annan förklaring kan vara att jordbearbetning bidrar till att perkolerande vatten får en längre uppehållstid i fosforrika matjordsskikt vilket gör att utlakningen ökar. I alven är däremot strukturen relativt opåverkad och nedtransporten av fosfor genom makroporer till dräneringsledningar kan ske snabbt. Ett sätt att minska utlakningen av fosfor vore att gynna ett snabbt flöde i matjorden genom att t.ex. bryta upp plogsulan, och ett annat vore att minska flödeshastigheten i alven genom exempelvis djupplöjning. Det finns studier som visat att fosforutlakningen minskat markant vid plöjning till stort djup under vissa förhållanden (Calvert, 1975), vilket dock inte har testats i Sverige. Mer forskning behövs inom detta område, speciellt vad gäller strukturerade lerjordar. Iordningställande av kalkfilterdike (foto: Barbro Ulén) Den omgrävda och tillbakafyllda jord som finns över en täckdikesledning är en bra förutsättning för att generera en snabb fosfortransport i marken som liknar flödet genom makroporer, speciellt de närmaste åren efter täckdikningen utförts. Om man utgår från att 2,5% av jordvolymen vid nydikning av en lerjord utgörs av återfyllnadsmassor (0,5 m dikesbredd och 20 m mellan dikena) inser man att hur återfyllningen görs får stor betydelse för bl.a. fosforförluster från dränerad åkermark. En metod som utvecklats i Finland är den s.k. FOSTOP-metoden (Nordkalk Oy Ab), vilken bygger på att man vid återfyllning av diken i lerhaltiga jordar blandar in bränd (d.v.s. osläckt) kalk (CaO). Resultatet blir en hållbar och porös återfyllnad, som effektivt binder fosforn i genomrinnande vatten. Kalkfilterdiket, som metoden ofta kallas, fungerar således som ett kemiskt minireningsverk. Kalkbehovet har i försök kunnat bestämmas till 3-8% av jordens våtvikt. Metoden har testats i ett flertal försök och befunnits reducera fosforhalterna i avrinnande vatten med i flertalet fall mer än 34

80%. Förutom fosforrening kan kalkfilterdiken även leda till förbättrad dränering i täta lerjordar och därmed bidra till minskad erosion. Medellivslängden för kalkfilterdiken har visat sig överstiga 10 år utan att reningseffekten gått förlorad. I Sverige har metoden endast testats vid en försöksplats (Lindström & Ulén, 2003) men långtidseffekten har inte kunnat följas upp och mer forskning om kalkfilterdikens effekt för att minska fosforförluster från åkermark under svenska förhållanden är därför nödvändig innan metoden kan få någon genomslagskraft. Flöde genom jordmaterialet Stora utlakningsförluster av fosfor har uppmätts från sandjordar med låg sorptionskapacitet för fosfor, speciellt i kombination med stora fosforgivor i form av stall- eller handelsgödsel. I ett miljöövervakningsprogram i Sverige ( Observationsfält på åkermark ) där 16 observationsfält ingår, fann man de högsta fosforförlusterna från en sandjord med den klart lägsta sorptionskapaciteten och den högsta fosformättnadsgraden (Djodjic & Bergström, 2005). Det är ingen tvekan om att sådana jordar är mycket exponerade för stora fosforläckage och kommer sannolikt att ge upphov till ansenliga utlakningsförluster under lång tid även om de inte gödslas, vilket behöver studeras. Möjligheterna att begränsa läckaget från den här typen av jordar är med andra ord begränsade. Genom lagstiftning om begränsad djurtäthet har man dock försökt att förhindra att jordarna fosformättas. Ett alternativ som framförts under senare år är att i systematiskt täckdikade fält begränsa avrinningen genom kontrollerad dränering, d.v.s. genom att höja vattennivån i fältet (Gilliam et al., 1999; Wesström, 2002). En förutsättning är att fältet är relativt platt. De reducerande betingelser som därmed uppstår i marken kan dock leda till frigörelse av Fe-P föreningar, vilket i sin tur leder till större förluster av löst fosfor (Sims et al., 1998). Andra studier har emellertid visat att man kan reducera fosforförlusterna med ungefär 35% med hjälp av kontrollerad dränering (Maguire et al., 2006). En annan möjlighet att begränsa risken för fosforutlakning är att odla grödor som t.ex. lusern, som på grund av sitt djupa rotsystem har kapacitet att ta upp stora mängder fosfor ur marken utan att något tillförs, vilket vanligen kallas mining. Vid skörd tas sedan fosfor bort från fältet. Svårigheter med att etablera en tät luserngröda kan dock minska effekten (Ulén & Mattsson, 2003). Perenna vallgrödor är i allmänhet bättre lämpade för mining än stråsädesgrödor och åtgärden fungerar bäst på jordar med höga fosfornivåer. Man har visat att majs kan sänka fosfornivån i marken med 150 kg P ha -1 under en period av 10 år (Eghball et al., 2003), vilket markant sänker risken för fosforutlakning. Ovan påpekas att stora utlakningsförluster av fosfor ofta är förknippade med stora fosforgivor med stall- och handelsgödsel. Det behöver dock inte alltid vara fallet. I en svensk lysimeterstudie där utlakning av fosfor uppmättes från 5 jordar som fått stigande givor av handelsgödselfosfor sedan 50-talet, fann man att i 3 av jordarna tenderade utlakningen att minska med ökad fosfortillförsel (Djodjic et al., 2004). Detta förklarades med att jordarnas förmåga att frigöra fosfor var olika, alvens kapacitet att binda fosfor varierade, samt att sättet att transportera fosfor genom profilen var olika i jordarna. I en annan studie undersöktes utlakning av kväve och fosfor i en sandjord som gavs stigande givor av stallgödsel under två år (Bergström & Kirchmann, 2006). Som väntat steg kväveutlakning som följd av större mängder 35

N leaching (kg N ha -1 yr -1 ) P leaching (kg ha -1 yr -1 ) 60 50 40 30 20 0.12 0.10 0.08 0.06 0.04 0 50 100 150 200 N 0 40 80 120 160 P Application rates (kg ha -1 yr -1 ) Fig. 5. Utlakning av kväve och fosfor vid stigande givor av svinflytgödsel på en sandjord (från Bergström & Kirchmann, 2006). stallgödsel, men utlakningen av fosfor sjönk när stallgödselgivan ökade (Figur 5). En fosforgiva av 320 kg P ha -1 under tvåårsperioden gav lägre läckage än om ingen fosfor alls tillförts. En förklaringsmodell till detta oväntade resultat är att stallgödseltillförseln ökar ph i matjorden, vilket gör att relativt svårlösliga kalciumfosfater bildas och utlakningen minskar (Sharpley et al., 2004). Huruvida två års stallgödseltillförsel var tillräckligt för att förändra bindningsförhållandena för fosfor i marken i ovanstående exempel gick emellertid inte att bekräfta. Det är dock uppenbart att ovan beskriva studier pekar på att något entydigt samband mellan fosfortillförsel och utlakning av fosfor inte existerar. Åtgärder på gården Förutom motåtgärder som riktar sig mot att påverka frigörelsen och transporten av fosfor i åkermark, finns det en hel del andra åtgärder som kan vidtas för att minska förluster av fosfor. Dit hör exempelvis tillsatser till djurfoder som ökar upptaget av fosfor, upprättande av fosforbalanser på gården, samt lämplig lagring av stallgödsel. Fodertillsatser Det är ett välkänt faktum att fosforutnyttjandet i djurfoder är dåligt p.g.a. att 80-90% av fosforn i spannmålskärnor lagras som fytat (inositol hexakisfosfat)(jongbloed & Kemme, 1990). Fytat är stabilt och svårnedbrytbart för de flesta djur, framför allt för 36

enmagade (svin och fjäderfä) (Smith et al., 2004a) som inte har fördelen av att ha mikroorganismer i våmmen som kan frigöra fytat-p. Med anledning av att t.ex. svin har ett mycket lågt utnyttjande av fytat, tillsätts ofta oorganisk fosfor till svinfoder, vilket ytterligare ökar risken för fosforförluster genom att mängden fosfor i stallgödseln ökar. Det finns nämligen ett klart samband mellan intag och utsöndring av fosfor (e.g. Ternouth, 1989). Studier har visat att mängden fosfor i svingödsel ökat till nivåer mellan 20 och 40 g P kg -1 ts vid relativt höga tillsatser av fosfor i foder (Barnett, 1994), medan nivåerna mestadels är klart under 20 g P kg -1 ts vid låga eller inga tillsatser (Peperzak et al., 1959; Gerritse & Zugec, 1977). Det finns idag två sätt att motverka problemet med det låga fosforutnyttjandet i foder. Antingen kan man helt enkelt använda foder som innehåller fosfor i mer tillgänglig form (HAP)(mindre mängd fytat-p) eller så kan man tillsätta enzymet fytas (Baxter et al., 2003). Fytas bildas av mikroorganismer (e.g. Aspergillus niger), och enzymet katalyserar hydrolysen av fytat i matsmältningskanalen varvid ortofosfat bildas som är upptagbart (Figur 6; Kornegay, 1996). Tillsatser av fytas innebär att djuren utnyttjar fosforn i fodret bättre och därmed kan man sänka fosforinnehållet. Detta har i sin tur visat sig kunna minska mängden fosfor i stallgödsel (e.g. Baxter et al., 2003; Smith et al., 2004b) och därmed risken för förluster till miljön. Tillsats av fytas i kombination med HAP foder till fjäderfä reducerade exempelvis ytavrinningsförluster med 45% under ett häftigt regn, P P P P P P Fig. 6. Fytas spjälkar av oorganisk fosfor från fytat så att upptagbar ortofosfat bildas. jämfört med om inga tillsatser gjorts till fodret (Smith et al., 2004b), och det finns ett flertal andra exempel på liknande resultat. Kostnaden för att tillsätta fytas är dessutom vanligen lägre än kostnaden för att sätta till extra fosfor till foder (Smith & Joern, 2006). Fytastillsatser är med andra ord en bra åtgärd för att minska fosforförluster till yt- och grundvatten på ett kostnadseffektivt sätt. Dessutom har fytastillsatser en del andra potentiellt positiva effekter såsom ökad tillgänglighet av näringsämnen som Ca och Zn (Smith et al., 2004b). Upprättande av fosforbalanser En bra utgångspunkt för att minimera fosforförluster från jordbruket är att ha system i balans på alla nivåer (fält, djuruppfödningsenhet, hela gården), d.v.s. in- och utflöden av fosfor balanserar varandra. En positiv balans innebär därmed att risk för 37

ackumulering av fosfor i systemet föreligger, och en negativ balans sålunda en risk för utarmning. Ackumulering av fosfor på ett fält visar sig oftast när man utfört någon typ av marktest. Därför baseras idag risken för fosforförluster från åkermark ofta på marktestvärden där man bestämmer fördelningen mellan löst och bunden fosfor. Det har visat sig i ett flertal studier att risken för fosforförluster bäst predikteras genom att bestämma halten löst fosfor i marken (Leinweber et al., 1999; Schoumans och Groenendijk, 2000), vilket därmed blir bestämmande för gödslingsrekommendationer för fosfor som syftar till att inga överskott tillförs. I Figur 7 visas en matris som indikerar sambandet mellan fosforbalanser och marktestvärden. Risken för stora överskott inom ett system är självklart störst när stora kvantiteter av P balans Årlig tillförsel Årlig bortförsel Marktestvärde 0 + Lågt Agronomiskt ansvar Önskvärt Optimalt OK Idealt OK Överskott Önskvärt OK Potentiellt miljöansvar Fig. 7. En matris som indikerar sambandet mellan fosforbalanser och marktestvärden (från Beegle & Lanyon, 2006). foder köps in till en djuruppfödningsanläggning. I Sverige regleras dock detta, som nämnts ovan, genom att djurtätheten inte får överstiga en gödselproduktion motsvarande 22 kg P ha -1, vilket motsvarar 1,4 medelavkastande mjölkkor. Det finns dock en viss fara i att använda schabloner som denna. För vissa områden kan en djurtäthet som motsvarar 22 kg P ha -1 vara för hög för att kunna uppnå acceptabla fosforförluster, i andra områden kan motsatsen gälla, d.v.s. en högre djurtäthet kan accepteras. En mer flexibel inställning vad gäller djurtäthet kan med andra ord vara befogad, men den är svår att genomföra i praktiken. Stallgödsellagring Vid lagring och tillförsel av stallgödsel finns det ett flertal väl beprövade åtgärder för att minska fosforförluster. Den sannolikt viktigaste åtgärden är att ha tillräcklig lagringskapacitet som ger bättre förutsättningar för att gödseln sprids när risken för förluster av fosfor till miljön är liten. Detta ökar också värdet av stallgödseln som växtnäringskälla. Det krävs en gödselbehållare med en lagringskapacitet som 38

motsvarar gödselproduktionen under den tid som gödsel inte bör spridas. Behållaren bör också dimensioneras med hänsyn till extrema väderleksförhållanden och andra faktorer som kan försvåra gödselspridningen. I Sverige regleras lagringskapaciteten för stallgödsel i olika områden, med hänsyn till antalet djur, av regeringens förordning Miljöhänsyn i jordbruket (SFS 1998:915). Om man exempelvis har fler än 100 djurenheter och har sin gård belägen i södra Sverige (Skåne, Halland, Blekinge, Gotland, Öland) eller i andra känsliga områden (se ovan), krävs det en lagringskapacitet för 8-10 månader beroende på djurslag. I praktiken uppstår ändå problem i och med att det är få tillfällen under året då förhållandena för spridning är goda. Detta gäller speciellt flytgödselspridning på lerjord. Modeller och andra verktyg Modeller och andra verktyg har börjat användas för att bestämma fosforförluster från åkermark. Komplexiteten av de processer som styr fosforns förekomstformer i marken, deras mobilisering och transport genom markprofilen och i landskapet, samt mångfalden av potentiella fosforkällor (punkt och diffusa källor) gör det dock nödvändigt att använda olika verktyg och modeller för att kvantifiera förluster, beräkna källfördelningen och bestämma storleksordning av olika transportmekanismer. Dessutom ställer EU:s ramdirektiv för vatten krav på implementering av effektiva miljöövervaknings- och åtgärdsprogram, och modeller blir därmed allt viktigare verktyg för att förbättra beslutsunderlag för sådana insatser. Modeller kan vara ett hjälpmedel för att bedöma var åtgärder bäst kan sättas in. Ett antal modeller har använts i Sverige för att beräkna fosfortransport. Flera sammanställningar av fosformodeller har gjorts under senare år (Wallin et al., 2004; Arheimer & Olsson, 2003; Brandt et al., 2006). För att undvika upprepning kommer vi här, efter en kort sammanfattning av ovannämnda rapporter, att försöka utgå från målsättningen kvantifiering av fosforförluster från jordbruksmark, snarare än ifrån att använda metoder/modeller för att uppnå detta. Fokus kommer att läggas på identifiering av kunskapsluckor och brister på tillämpning av befintlig kunskap inom modelleringsarbete, forskningsbehov för att kunna förbättra beräkningarna och minska osäkerheter, samt brister och begränsningar i befintlig data som används som input i modellerna. Forskning kring fosforförluster från marken i Sverige har oftast bedrivits i mindre skala (försök utförda i laboratorium, lysimetrar, försöksrutor, fält), för att kunna beskriva de viktigaste styrande processerna under kontrollerade förhållanden. Modelltillämpning har dock huvudsakligen skett i en större skala (fält, mindre och större avrinningsområden, regionala och nationella beräkningssystem), huvudsakligen för att den skalan är mest intressant för olika avnämare, inte minst sedan Ramdirektivet för vatten introducerats. Dessutom finns det nödvändiga miljöövervakningsdata för modellkalibrering oftast på denna större skala. Därmed uppstår ett problem kring uppskalning av forskningsresultat som måste lösas på ett tillfredsställande sätt för att öka modellernas tillförlitlighet. Å andra sidan är modellerna i sig bra verktyg för att tillämpa forsknings- och miljöövervakningsresultat och se deras relevans i ett bredare sammanhang. 39

Fokus i detta avsnitt kommer att läggas på modellering av fosforförluster från åkermark, som är en betydande källa för övergödning av vattenrecipienter. Därför kommer framförallt modellering på fältskalan som naturlig enhet för åkermark, och avrinningsområdesskalan som den naturliga enheten för vattentransport och därmed även näringsämnestransport, att beaktas här. Fosformodeller och verktyg använda i Sverige En viktig aspekt är att val av modell ska styras av syftet med modelleringsarbetet. Tidigare har modelleringsarbete ofta syftat till att formulera och testa vår förståelse, d.v.s. modellerna var i hög grad forskningsverktyg för att studera styrande processer inom ett system. Ett ökat behov av beslutstödjande verktyg har dock lett till användning av modeller som ett underlag för statusbeskrivning, påverkansanalys och utvärdering av åtgärdseffekter. Därmed har modellerna blivit alltmer en bro mellan miljöövervakning och management. Som nämnts ovan, har ett antal sammanställningar av fosformodeller gjorts under senare år. Flertalet av de modeller som används i Sverige och i Europa beskrivs i dessa rapporter, med korta beskrivningar av enskilda modeller, samt listning av upplevda styrkor, svagheter och erfarenheter vid modellapplikationer för svenska förhållanden. En kort sammanfattning av dessa modeller visas i Tabell 3. Tabell 3. Sammanfattning av ett antal modeller/verktyg som används i Sverige. Modell/Verktyg Skala Beskrivning Referens AVGWLF Avrinningsområde Empirisk, dynamisk Evans med fl., 2002 ICECREAM Fält Dynamisk, åtgärdsinriktad Larsson med fl., 2003 Fosfor Index Fält Statisk, riskbedömningsverktyg Djodjic & Bergström, 2005 Fyrisåmodellen Avrinningsområde Källfördelningsmodell Kvarnäs, 1996 HBV NP Avrinningsområde Källfördelningsmodell Bergström, 1995; Arheimer och Brandt, 1998; Andersson et al., 2005 Regressionsmodellen Fält Empirisk modell Ulén et al., 2001 SWAT Avrinningsområde Dynamisk, åtgärdsinriktad Nietsch et al., 2002 WATSHMAN Avrinningsområde Källfördelningsmodell Zakrisson et al., 2003 40

Från Tabell 3 framgår det tydligt att modellerna är uppbyggda för olika syften (källfördelningsberäkningar, utvärdering av åtgärdsscenarier, kvantifiering av förluster från åkermark), och skalor (fält, avrinningsområde, regionala och nationella beräkningssystem). Det finns också stora skillnader mellan olika modeller och kvantifieringsverktyg i deras komplexitet, behov av indata, upplösning i tid och rum (Figur 8). Oftast finns en blandning av olika angreppssätt i en och samma modell. Således kan man ha en empirisk beskrivning av vattenflödet och en mer konceptuell processbeskrivning av fosforcykeln (e.g. SWAT, ICECREAM). Andra modeller har en detaljerad fysikalisk processbeskrivning av vattenflödet och nyttjar typhalter för att beräkna fosfortransport (e.g. HBV-NP). Därför är det svårt att enkelt placera modellerna på en skala utan att i detalj redovisa för vilka processbeskrivningar placeringen gäller. Det finns dock flera gemensamma nämnare för några av dessa modeller. En gemensam nämnare för källfördelningsmodeller (Fyrisåmodellen, HBV-NP, WATSHMAN) är att de använder typhalter för att beräkna åkermarkens bidrag till totala fosforförluster. Typhalt är en medelkoncentration normaliserad för väderförhållandena och den förväntas vara representativ för en kombination av jordart och gröda. Typhalt beräknas med hjälp av andra modeller (e.g. en regressionsmodell eller ICECREAM). ICECREAM och SWAT är amerikanska modeller som beskriver hydrologi och näringsämnestransport på liknande sätt. ICECREAM är dock en fältmodell medan SWAT är avsedd för avrinningsområdesskalan. Dessa två modeller, liksom WATSHMAN och AVGWLF, beräknar vattentransport med hjälp av Soil Conservation Curve Number (SCS, 1972), vilket är en empirisk metod för att fördela Fig. 8. Generellt förhållande mellan modellkomplexitet (vänster), modelltyp (höger) och genererad output (från Schoumans & Silgram, 2003). 41

avrinningen mellan ytavrinning och infiltration. Regressionsmodellen baseras på mätningar av totalfosfor från fält som ingår i miljöövervakningsprogrammet Observationsfält på åkermark och relaterar fosforförluster till ett antal variabler (djurtäthet, P-HCl halt i matjorden, specifik yta av markpartiklarna och tidslängd av perioder med högflöde). Fosfor Index är ett verktyg som utifrån bedömningen av fosforkällor (fosforhalt i marken, gödsling) och transportmekanismer (ytavrinning, utlakning) gör en riskklassning av enskilda fält, eller delar av fält. Erfarenheter från tillämpningar av ovannämnda modeller är att man kan få tillfredställande resultat vid jämförelse med mätdata men att osäkerheterna är stora. Detta förklaras oftast med en kombination av inadekvat indata, modellsvagheter och bristfälligheter i det datamaterial som är tillgängligt för modellkalibreringen. Osäkerheten tenderar också att öka ju längre ifrån kalibreringspunkten man befinner sig. Med andra ord, ett simulerat värde som överensstämmer väl med mätdata i utloppet av ett fält eller ett avrinningsområde innebär inte nödvändigtvis korrekt transportberäkning och källfördelning uppströms från kalibreringspunkten. Det finns dessutom inget allmänt accepterat statistiskt mått för att bedöma modellprestation, även om vissa parametrar förekommer ofta (e.g. Nash & Sutcliffe, 1970). Tidskrävande uppsättning och kalibrering av modeller begränsar antalet modellapplikationer och därmed försvåras modellutvärdering under olika klimatiska och hydrologiska förhållanden. Equifinality är ett annat känt fenomen där olika uppsättningar av modellparametrar leder till samma slutresultat vilket ytterligare försvårar bedömning av modellprestation. En uttalad brist i källfördelningsmodellering, när man jämför beräkningen för kväve och fosfor, är stora skillnader i sättet på vilket framtagning av representativa typhalter sker. Typhalter för kväve framräknade med SOILNDB modellen (Johnsson et al., 2002) anses vara mer representativa och noggranna än motsvarande värden för fosfor som är framtagna med regressionsmodellen. Dessa typhalter ska dock i fortsättningen ersättas med typhalter framtagna med ICECREAM modellen. Därmed är förbättring av modeller som beräknar typhalter en förutsättning även för noggrannare källfördelningsberäkningar. Avrinningsområdesmodeller bör förbättras för att ta hänsyn till fältens position i landskapet, eftersom den styr hydrologi, näringsämnestransport och retention. Med tanke på att modeller används allt oftare för att utvärdera både miljöövervaknings- och åtgärdsprogram är det en stor nackdel att modelleringsarbete inte får samma kontinuerliga karaktär, d.v.s. medan miljöövervakning och åtgärdsarbete uppfattas som fortlöpande processer så görs modelleringen fortfarande sporadiskt, utan kontinuerliga satsningar. En mer integrerad syn krävs på miljöövervakning, modellering och åtgärdsarbete, inte minst för att kunna knyta ihop olika skalor (fält, avrinningsområde), källor (punktkällor och diffusa källor) och ämnen (fosfor och kväve). Utifrån ovannämnda erfarenheter och begränsningar är det viktigt att identifiera områden där modellförbättringar är nödvändiga. De viktigaste är följande: 1. modellutveckling har inte hunnit i kapp befintlig kunskap och forskningsresultat 2. modellutveckling är i stort behov av forskning 3. modellutveckling hämmas av otillräckliga och ej tillämpliga indata 42

4. modellutveckling hämmas av otillräckliga/ej tillämpliga data för kalibrering och validering. Modellutveckling har inte hunnit i kapp befintlig kunskap och forskningsresultat Anpassa beskrivningen av P former i marken till analysmetoder som används i Sverige Fosforhalten i jorden analyseras genom totaluppslutning med oxiderande syror och med olika extraktionsmetoder. Som nämnts tidigare, bestäms mängden växttillgänglig fosfor i Sverige med P-AL metoden enligt Egnér et al. (1960), där jorden skakas med en ättiksyralösning av ammonium-laktat. Dessutom genomförs ofta extrahering av markens fosfor med HCl som antas vara ett mått på mängden förrådsfosfor, d.v.s. en stor del av den totala fosforpoolen i marken extraheras. I andra länder används ofta mätvärden baserade på andra extraheringslösningar (Olsen P, Bray P, Mehlich P). Mätvärdena används sedan i fält- (e.g. ICECREAM) och avrinningsområdesmodeller (e.g. SWAT) som har inbyggda beskrivningar av olika fosforpooler i marken. Detta försvårar användning av svenska mätdata (P-AL, P-HCl). Ett steg framåt har redan gjorts genom att ICECREAM redan nu använder P-HCl mätningar som indata, men ytterliggare förbättringar krävs för att kunna ta hänsyn till den mer rörliga, växt- och utlakningstillgängliga P-AL lösliga delen. Börling (2003) visade på ganska starka samband mellan P-AL och CaCl 2 -extraherbar fosfor (som används som ett mått på mängd fosfor i markvätskan). Med enstaka fördjupningsstudier i kombination med befintliga långa mätserier (miljöövervakningsprogrammen Observationsfält på åkermark och Typområden på Jordbruksmark, vattenkvalitetsmätningar i större åar, långliggande bördighetsförsök) borde man kunna få ett tillräckligt underlagsmaterial för att kunna anpassa beskrivning av fosforpooler i marken till de värden som vi mäter i fält. Fosforbindningskapacitet och frigörelse Fosforfrigörelse i marken styrs av både fosforhalt och markens fosforbindningsförmåga. I ovannämnda modeller är markens fosforbindningsförmåga fördefinierad till vissa antagna värden eller relaterad till lerhalten i marken. En viss uppdatering av dessa processer är redan föreslagen (Vadas et al., 2006). Fosformättnadsgrad som ett värdefullt mått på markens benägenhet att frigöra fosfor är sedan länge accepterat, men ett föga använt begrepp i modelleringsarbete utfört i Sverige. Börling (2003) och Ulén (2006) visar att fosforsorption och frigörelse i svenska jordar är relaterad till mängden järn och aluminium extraherade med ammoniumoxalat respektive ammoniumlaktat. Introduktion av dessa termer i modellekvationer borde förbättra anpassningen till svenska förhållanden och öka modellernas tillförlitlighet. Fysikalisk beskrivning av ytavrinning/erosion Den befintliga beskrivningen av erosionsförloppet i fosformodeller grundar sig på Universal Soil Loss Equation (USLE) eller något av dess derivat ( Modified USLE ; MUSLE), eller Revised USLE (RUSLE). Dessa metoder är utvecklade och testade i USA där omfattande mätningar och kalibrering av ingående parametrar har utförts. Liknande data saknas för svenska jordar och förhållanden. Dessutom är erosion i Sverige i de flesta fall av lägre intensitet och därför svår att beskriva med ovannämnda metoder, men har ändå stor betydelse för fosfortransport och därför behövs en processbeskrivning i modellerna som tar hänsyn till detta. Det finns redan 43

ett antal europeiska modeller som fysikaliskt beskriver erosion och sedimenttransport (EUROSEM, LISEM) och erfarenhet av dessa modeller kan utnyttjas för att förbättra beskrivning av erosion i fosformodeller. Dessutom har man vunnit nya kunskaper kring betydelsen av kolloidbunden fosfortransport (Heathwaite et al., 2005). Modellutveckling hämmas av otillräckliga och ej tillämpliga indata Jordarter och jordartsbeskrivning I Sverige hämtas indata om jordarter huvudsakligen från två källor: SGU:s jordartskarta eller riksprovtagning av svenska jordar (Eriksson et al., 1997). Bägge dessa källor har ganska låg upplösning. Dessutom är SGU:s jordartsindelning svår att tillämpa för modelleringssyften. Det är med andra ord svårt att endast utifrån jordartsklassningen få information om markens fysikaliska egenskaper och textur. På lång sikt behövs en betydande förbättring inom det här området. Dränering Nästan inga lättillgängliga uppgifter rörande andel dränerad mark finns/används vid modellering. Dräneringen som ett stort ingrepp i landskapet spelar en avgörande roll för vattenrörelser i marken och fältens konnektivitet i landskapet, och det är en klar brist att inte kunna ta hänsyn till det. Fosforstatus i marken Lantbrukare har oftast ganska bra information om fosforhalter (P-AL tal) i marken, t.o.m. på skiftesnivå. För modelleringssyften är det oftast möjligt att få data med bra upplösning på fältskalan. Om man däremot går upp i skala och söker information för ett avrinningsområde blir det svårt och insatskrävande att samla in data, och man förlitar sig t.ex. på riksprovtagningen av svenska jordar (Eriksson et al., 1997). Detta innebär emellertid relativt grova generaliseringar och utslätande av resultat med små möjligheter att ta hänsyn till den befintliga rumsliga variationen. I och med att man lämnar fältskalan lämnar man också management skalan och det blir svårt att göra scenarier som speglar effekter av åtgärder i jordbruket. Sorptionsparametrar Till skillnad från information om fosforstatus i marken så saknas oftast indata för parametrar som styr fosforsorption i marken (järn- och aluminiumhalt). Även här blir riksprovtagningen av svenska jordar (Eriksson et al., 1997) en viktig källa för indata till modeller. Frågan är om man kan förbättra dessa data genom att koppla resultat från undersökningen med annan information (t.ex. jordartskartor eller berggrundsdata) för att få en tillförlitligare uppskalning av punktinformation. Modellutveckling hämmas av otillräckliga/ej tillämpliga data för kalibrering och validering Ett flertal studier (Ulén, 1995b; Grant et al., 1996, Djodjic et al., 2000) har visat på en episodisk karaktär av fosforförluster, vilket uppmärksammats tidigare i denna skrift. Huvuddelen av fosforleveransen från åkermark till vattendrag sker med andra ord under ett fåtal kortvariga episoder. Den manuella provtagningen för bestämning av vattenkvalitet som oftast utförs en eller i bästa fall ett par gånger per månad, kan därför missa dessa episoder och därför underskattar man oftast fosforförluster från åkermark. Denna underskattning av fosforförluster är så pass grov att den kan dölja 44

andra förändringar i ett studerat område, t.ex. effekter av tillämpade motåtgärder. I sådana fall är det helt klart att miljöövervakning och modellering kan dra nytta av varandra och ett integrerat angreppssätt krävs för att åstadkomma det bästa resultatet. En annan miljöövervakningsstrategi som sällan används är så kallad synoptisk provtagning där man samtidigt samlar prover från olika provpunkter inom ett avrinningsområde för att få en bild över den rumsliga variationen snarare än variationen i tid. Med andra ord, man ersätter tid med rum för att få bättre insikt i rumslig variation av fosforförluster. Framtida forskningsbehov Trots att det idag finns en hel del motåtgärder som kan sättas in för att minska fosforförlusterna från jordbruket till yt- och grundvatten, vilket framgått av ovanstående presentation, är vi ändå i stort behov av att förbättra situationen beträffande hur vi hanterar frågan om framtida motåtgärdsstrategier. Mycket av problemet är kopplat till att vi helt enkelt inte känner till motåtgärdernas effektivitet under svenska förhållanden i tillräcklig grad. Huvudorsaken är dock att kunskapen om hur fosfor beter sig i marken (i vilken form den befinner sig under olika betingelser, hur den transporteras i olika jordar och i landskapet i stort etc.) ofta är alldeles för bristfällig för framtagande av ändamålsenliga och kostnadseffektiva motåtgärder. De kunskapsluckor som finns har delvis pekats ut tidigare i texten, men en del kompletterande kommentarer framförs här i koncentrerad form, tillsammans med ett ytterligare antal forskningsfrågor som vi anser vara i stort behov av att utredas inom en snar framtid. Trots att sammanställningen är relativt omfattande, finns det sannolikt ytterligare frågeställningar som behöver klarläggas så att vi får ett effektivare utnyttjande av en ändlig resurs, och därmed mindre fosforförluster från jordbruket. Framtida forskningsbehov om fosforns uppträdande i mark-/växtsystemet är givetvis inte bara kopplat till behovet att få fram nya åtgärder mot fosforförluster, utan även till frågor om fosfor som en effektiv produktionsresurs. Dessutom kommer vi i framtiden, som tidigare nämnts, sannolikt förlita oss mer på matematiska simuleringsmodeller för att göra bedömningar om förlustnivåer. Detta kräver också ökad kunskap om fosforns beteende i marken. De exempel som tas upp nedan är med andra ord angelägna forskningsfrågor ur många synvinklar. Tillgänglighet och löslighet av fosfor i marken Studier om organiska fosforföreningars tillgänglighet för transport och nedbrytning Enstaka projekt i Storbritannien, Australien och Schweiz har gett indikationer på den organiska fosforns roll för omsättning och transport. Studier i Norden, USA och Kanada har alla gett resultat som pekar på att fosfor bunden till växtmaterial är en viktig faktor för fosformobiliseringen från jordbruksmarken. Grundläggande forskning behövs för att få fram metoder för hur man ska bruka gröngödsel, grönträdor och vallar utan att få stora läckage. Studierna bör också innefatta skötsel av s.k. skyddszoner (vegetationsfilter) längs vattendrag där bl.a. finska studier visat att växtmaterialet i vissa fall kan öka fosfortillskottet till vattendragen. Bestämning av mineraliseringspotentialen, och därmed biotillgängligheten av både partikulär och löst organisk fosfor i markvattenfasen som funktion av gröda och 45

skörderester ( förnakvalitet ), oorganiska gödselmedel (innehållet av P och N), samt organiska gödselmedel (innehållet av olika P- och N-former plus andra kvalitetsvariabler), bör utföras med bioassayer med olika kombinationer av fosfataser. Ett forskningsområde som ännu i stor utsträckning är outforskat är de organiska fosforföreningarnas omsättning och dess roll för vattenförorening. Fosforn i gröda och rötter är bunden i organisk form och en avsevärd del av fosforn i jorden är knuten till det organiska materialet, som beskrivits ovan. Organiska fosforformer borde kunna analyseras samtidigt, bl.a. med hjälp av 31 P NMR. Laboratoriestudier av fysikaliska och kemiska processer Genom att beräkna jordarnas grad av fosformättnad kan man få en indikation på deras potential att frigöra lösta ortofosfater. Hög grad av fosformättnad indikerar att det finns en risk för stort läckage och studier av alvprover har indikerat att det finns ett sådant samband. Man behöver dock studera detta vidare. Man behöver också studera jordarnas aggregat för att få ett begrepp om fosforns förmåga att bindas till partiklar och det organiska materialets roll som sammanhållande kitt. Fosforgödsling med slam Att återbörda fosforn i slammet från reningsverken till åkermarken är önskvärt för att sluta kretsloppet. Tillförseln till svensk åkermark är dock blygsam (0,2 kg P ha -1 ). Till energigrödor såsom Salixodlingar ges däremot mycket stora givor i form av förrådsgödsling för flera års behov och energiskogen betraktas som ett reningsfilter. I det framtida jordbruket beräknas energiproduktionen att bli allt viktigare och gödsling med fosfor till energigrödor, liksom den åtföljande läckagerisken behöver utvärderas. Liksom för annat fosforläckage bör sådana studier göras i flera skalor lysimetrar, försöksrutor, försöksfält och avrinningsområden. Lång- och kortsiktiga förändringar i biotillgänglighet och löslighet av fosfor i marken Detaljerade studier av dynamiken av olika fosforformer i marken saknas, speciellt i relation till de tidigare nämnda bestämningsmetoderna som används i Sverige (P-AL, P-HCl, P-CaCl 2 ). Den biotillgängliga andelen av totalfosfor i marken anses vara ganska stabil, men det är dåligt känt hur den påverkas i samband med eller kort tid efter gödslingen, och hur den varierar under året. Med tanke på den episodiska karaktären av fosforförluster och betydelsen av detta för utformande av lämpliga motåtgärder, är det ytterst viktigt att kunna ta hänsyn till fosforformernas dynamik både på kort (dagar, veckor) och lång sikt (år, decennier). Detta är också synnerligen viktigt för modellering av fosforförluster, eftersom modellerna ofta försöker beskriva långa tidsperioder. Exempel på andra frågeställningar som också kan kopplas till lösligheten av fosfor i marken är: hur sker fosformobiliseringen under vintern, vilka är effekterna av tjäle och nedfrysnings-/upptiningsprocesser, samt finns det skillnader mellan organiska gödselmedel och mineralgödselmedel? Precisionsodling Den lagstiftning som finns för djurtäthet är en god och framsynt grund för att förhindra uppgödsling av åkermark. Lagstiftningen styr dock inte över fördelningen på gårdsnivå eller inom det enskilda fältet. Genom att koppla resultat från laboratorieförsök och markkarakterisering, t.ex. fosformättnadsgrad på fältnivå, och fosforgödsla med hjälp av kartor och GPS, kan man gödsla med precision och efter 46

mera exakt förväntad skörd. En jämnare fosforgödsling kommer att på sikt minska fosforförlusterna. Mer kunskap behövs inom detta område. Grödans betydelse som fosforfilter Beträffande lämpliga grödor för mining, saknar man effektiva fånggrödor för fosfor som snabbt kan etablera ett djupt rotsystem på hösten och öka markens förmåga att fungera som ett filter och minimera fosforutlakningen under vintern. Höstsådda grödor med djupa rötter klarar sig i många fall helt utan någon fosforgödsling men hinner inte etablera något effektivt rotfilter. Vidare saknar vi kunskap om hur enskilda grödor påverkar läckaget i förhållande till hela växtföljden, samt om i vad mån fosforn kan frigöras från växter som skadats vid frysning. Vi saknar också kunskap om det finns avgörande skillnader mellan avslaget och nyuppkommet färskt växtmaterial, samt hur växter translokerar fosforn ner till rötterna när de mognar. Miljöövervakning av jordbruksmark Dagens arkiverade jordprov erbjuder en resurs för markkarakteristik av egenskaper viktiga för fosforläckaget. Genom att t.ex. utnyttja NIR (Near Infrared Spectroscopy) och förbättrade statistiska metoder (PLS) kan man skapa statistiska modeller för prediktion av markegenskaper som är viktiga för fosformobiliseringen. Transporten av fosfor från åkermark till vattendrag Vattenflöden i marken och i landskapet Fosfor som är ett svårrörligt ämne binds till största delen fast i marken. Snabba vattenflöden i markprofilen (makroporflöde, ytavrinning) eller i landskapet minskar dock kontakttiden mellan markpartiklarna och fosfor, och därmed går man miste om markens buffrande förmåga, som nämnts ovan. Vattnets väg i marken och i landskapet är därmed helt avgörande även för fosfortransport och förluster och måste därför beskrivas på ett korrekt sätt för att fungera som underlag för framtagande av effektiva motåtgärder. När det gäller modeller som beskriver fosfortransport, lyckas de, som nämnts tidigare, ofta återge transportvärden som stämmer väl överens med uppmäta värden i utloppet av ett fält eller ett avrinningsområde, d.v.s. modellerna lyckas oftast fånga in variationer i tiden på ett tillfredställande sätt. Men även om den totala summan stämmer väl överens kan de underliggande delsummorna vara felaktiga, med över- och underskattningar som kompenserar varandra. Därmed fångar man inte in de rumsliga variationerna som är mycket viktiga för att kunna föreslå, tillämpa och utvärdera motåtgärder. Fel i fördelningen mellan ytvatten och infiltration, som inte syns i slutresultaten för varken vattentransport eller fosforförluster, kan exempelvis fortplanta sig vidare till en rekommendation av motåtgärd. Således kan överskattad ytavrinning leda till rekommendation av skyddszoner (vegetationsfilter) som lämplig åtgärd. Om i verkligheten vatten infiltrerar och transporteras snabbt via makroporer kommer en skyddszon att ha en begränsad effekt. Ett antal andra viktiga frågeställningar är kopplade till detta. Hur varierar markens infiltrationskapacitet under året, hur beskriver vi markstruktur och strukturstabilitet på ett mer fysikaliskt precist sätt och hur påverkas de av packning och jordbearbetning? Svaret på sådana frågor är mycket viktiga att ha när man tar fram rekommendationer för begränsning av fosforförluster. Transportmekanismer och utlakningsdynamik av partikulär och löst organisk fosfor i relation till totalfosfor i markvattnet bör också utredas. En huvudfråga är om 47

transporten av organisk fosfor styrs av det lösta organiska kolets kemiska egenskaper, eller om transporten är mera direkt kopplad till de ingående organiska fosforformerna. En speciellt viktig fråga som gäller utlakning av organisk fosfor är biotillgänglighet, transportmekanismer och utlakningsdynamik för inositolfosfater, dels på grund av dessa föreningars stora kvantitativa bidrag till den organiska fosforpoolen i marken, dels därför att det råder olika uppfattningar både beträffande biotillgängligheten och transportmekanismer. Inom hydrologin har man ingående studerat så kallade variable source areas (VSA; d.v.s. delar av en markprofil/ett fält/ett avrinningsområde som är hydrologiskt aktiva (Hewlett & Hibbert 1967; Frankenberger, 1999). Huvudparten av mobiliserade näringsämnen kommer också från dessa områden. Vid utformning av åtgärdsplaner har man länge prioriterat områden som ligger närmast vattendraget men i modellering av fosfortransporter har de ofta förbigåtts. En annan viktig fråga är hur dräneringen påverkar utbredning av VSA och fosfortransporten i ett landskapsperspektiv? Vilken roll har grundvatten som bärare och/eller utspädningsfaktor? För att kunna förstå och beskriva dessa processer krävs en mer rumsligt fördelad miljöövervakning (vattenflöde och vattenkvalitet) och modellering. Med andra ord, en stegvis uppskalning (fält delavrinningsområde avrinningsområde) och studier av viktiga processer inom dessa nested watersheds är nödvändiga för att kunna koppla ihop hydrologin, näringstransport och retention från källa till recipient. För att åstadkomma detta krävs det ett antal demonstrationsområden där miljöövervakningen sker i flera skalor (lysimeter - försöksruta fält delavrinningsområde avrinningsområde). Klimatpåverkan Sverige har ett särpräglat klimat, framför allt med tanke på temperaturen. Vi har på våra breddgrader endast fem månader per år då dygnsmedeltemperaturen överstiger 10 o C, och flera månader med temperaturer understigande fryspunkten. Detta har stor betydelse för hur fosfor mobiliseras och transporteras från fält. Vi kan med andra ord inte förlita oss på fältresultat framtagna i andra delar av Europa och Nordamerika. Vi behöver undersöka närmare hur klimatförändringarna påverkar de diffusa fosforförlusterna till yt- och grundvatten. Enskilda avlopp och källfördelning Många studier på avrinningsområdesskalan utpekar enskilda avlopp som en stor fosforkälla, speciellt vid beräkningar av bruttobelastningen. Däremot har man sällan uppmätt och studerat bidrag från enskilda avlopp i större skala för att urskilja deras betydelse i förhållande till läget i landskapet och förbindelser till vattendrag. Många studier visar att fosforförluster kan vara mycket mindre än de som ofta används som schablonvärden (Gold & Sims, 2000). Därför är det viktigt att testa många av de antaganden som man i dag använder för att få en lite klarare bild över betydelsen av enskilda avlopp. Avrinningsområden med många enskilda avlopp och låga bidrag från andra källor borde studeras för att förbättra kvantifiering, dynamik och rumslig variabilitet av fosforförluster från enskilda avlopp. 48

Sedimentationsfack Kalkkasett Damm för sedimentation Kalkkasett Fig. 9. Skiss av en fosforfälla i ett avrinningsdike: partikelsedimentation följd av P- fällning med kalkkasett (övre bild). Omvandling av våtmark till fosforfälla: partikelsedimentation följd av P-fällning med kalkkasett (undre bild). Åkerdiken Enligt danska studier av små vattendrag (Laubel, 2004) bidrog erosion av dikeskanter med ungefär tio gånger mer sediment (suspenderat jordmaterial) än åkermarkserosion. Med tanke på erosionens betydelse för fosfortransport är det nödvändigt att klargöra betydelsen av erosion från dikeskanter under svenska förhållanden, vilket påverkar motåtgärdsstrategier. I modelleringssammanhang har man hittills förbisett denna källa även om det i flertalet modeller finns möjlighet att modellera vissa processer som styr erosion i vattendragen. Det finns dock små möjligheter att kalibrera modeller och validera resultaten eftersom mätdata saknas. Fosforfällor Som beskrivits ovan, kan våtmarker bidra till att fosforförluster minskar påtagligt från åkermark, men att det finns en rad frågetecken beträffande deras effektivitet som vi behöver reda ut. Hur stor måste våtmarken vara i förhållande till den dränerade åkerarealen, vilka vattenflöden är acceptabla för att sedimentationen ska fungera tillfredställande, etc.? Den här typen av frågeställningar behöver klarläggas. Man kan också tänka sig mer tekniska lösningar som bygger på samma princip, nämligen att installera ett antal sedimentationsbehållare efter varandra i ett dike dit dräneringsvatten leds (Figur 9). Dessa behållare kan sedan tömmas efter behov. Innan det renade vattnet rinner ut i en recipient kan det ledas genom ett kalkfilter som fångar upp löst fosfor. Man får på detta sätt ett reningsverk för åkermark. 49

Kalkning längs dike (foto: Barbro Ulén) Kalkfilter Ovan beskrevs kalkfilterdiken som en metod att minska fosforförluster från åkermark. Man kan sannolikt finna andra situationer där tillförsel av bränd kalk kan minska förluster av fosfor, exempelvis spridning runt ytvattenbrunnar och längs kanten av öppna diken. Sådana applikationer är dock dåligt testade i Sverige. Kalkning i samband med nergrävning av ytvattenbrunnar är speciellt intressant eftersom sådana nergrävningar ofta görs. Kalksandfilter på lokaler med mycket ytvattenavrinning med höga fosforhalter borde också testas, speciellt på sura jordar. Sammanfattande synpunkter Fosforn ingår i en rad oorganiska och organiska föreningar och deltar i biologiska, kemiska och fysikaliska processer. Ämnet förekommer i löst form, som små och stora kolloider, samt i större partiklar och aggregat. Vi har inte tillräckligt med kunskap om alla dessa former, eller om hur de uppträder i mark- och vattenmiljön, för att kunna motverka oönskade miljöeffekter. Det behövs med andra ord tas krafttag på en relativt grundläggande nivå för att få fram forskningsresultat som kan ligga till grund för ett effektivt motåtgärdsarbete som leder till minskade fosforförluster från jordbruket framöver. Man kan heller inte göra direkta jämförelser med kväveförluster, för vilka vi idag har ett antal bra och beprövade motåtgärdsstrategier. Fosforns uppträdande i mark-/växtsystemet är helt enkelt betydligt mer komplicerat, vilket beskrivits ingående i denna rapport. Återföringen av fosfor till jordbruksmark sker idag huvudsakligen genom stallgödsel och skörderester, det vill säga med organiskt material och inte med mineralgödsel. Det finns också studier som tyder på att fosfor i stallgödsel är mera rörligt än i mineralgödsel. Av de åtgärder som hittills har genomförts för att minska fosforförlusterna har begränsad stallgödselgiva baserad på fosforkoncentrationen i marken varit mest effektiv, åtminstone på kort sikt. Mycket av problemen med stallgödsel har minskat under senare år på grund av en omfattande reglering av lagring och spridning. Problemen är dock inte lösta så länge man fortsätter att ge stallgödsel till jordar som ingår i de höga P-AL klasserna IV och V. Forskning för att behandla 50

gödseln på gårdsnivå, både med enkla och mera komplicerade metoder, så att gödseln kan transporteras till rimligt pris, bör prioriteras liksom teknik för spridning och mobil betesdrift (d.v.s. djuren flyttas runt). All fosforgödsling bör göras så att den tillförda fosforn får så god jordkontakt som möjligt, samtidigt som den måste vara tillgänglig för grödan. Här finns utrymme för ytterligare teknikutveckling och för att utnyttja precisionsodling. Utlakning av fosfor genom markprofilen verkar vara den viktigaste förlustprocessen i stora delar av Sverige. Detta innebär att de faktorer som har mest påverkan på fosforförlusterna är markens inneboende egenskaper: markhydrologi, jordarten och markkemin i hela jordprofilen ner till dräneringsdjupet. Markens hydrologi kan påverkas genom ytvattenmanagement, en bra dränering och brukning som görs för att ge en jämn och bra infiltration i marken medan alla typer av kanaliserade flöden måste undvikas. Här krävs dock mera grundläggande kunskaper om hur t.ex. kalkning, val av gröda och jordbearbetning påverkar hydrologi och markkemi. Lämpliga åtgärder måste i framtiden, dels anpassas till den lokala marktypen och odlingen, och dels till den lokala recipientens känslighet. Fungerande strategier och tillräckligt avancerade verktyg för denna lokala anpassning av åtgärder inom jordbruket saknas idag men måste utvecklas. Referenser Abu-Zreig, M., Rudra, R.P., Whiteley, H.R., Lalonde, M.N. & Kaushik, K. 2003. Phosphorusremoval in vegetated filter strips. J. Environ. Qual. 32, 613-619. Allison, S.D. & Vitousek, P. M. 2005. Responses of extracellular enzymes to simple and complex nutrient inputs. Soil Biol. Biochem. 37, 937-944. Anderson, G., Williams, E.G. & Moir, J.O. 1974. A comparison of the adsorption of inorganic orthophosphate and inositol hexaphosphate by six acid soils. J. Soil Sci. 25, 51-62. Andersson, L., Rosberg, J., Pers, B.C., Olsson, J. & Arheimer, B. 2005. Estimating Catchment Nutrient Flow with the HBV-NP Model: Sensitivity to Input Data. Ambio 34, 521-532. Andersson, S., Nilsson, S.I. & Valeur, I. 1999. Influence of dolomitic lime on C and N leaching in a forest soil. Biogeochem. 47, 297-317. Arheimer, B. & Brandt, M. 1998. Modelling nitrogen transport and retention in the catchment of southern Sweden. Ambio 2, 471-480. Arheimer, B. & Olsson, J. 2003. Integration and Coupling of Hydrological Models with Water Quality Models: Applications in Europe. World Meteorological Organization (WMO) RA VI - Europe working group on hydrology report (HOME Component K55.1.02 (Mar 03). (www.wmo.ch) Aronsson, H. 2000. Nitrogen turnover and leaching in cropping systems with ryegrass catch crops. PhD Dissertation. Acta Universitatis Agriculturae Sueciae, Agraria 214. SLU, Uppsala. Baker, D. & Richards, R.P. 2002. Phosphorus budgets and riverine phosphorus export in north-western Ohio watershed. J. Environ. Qual. 31, 96-108. Barber, S.A. 1977. Application of phosphate fertilzers: methods, rates and time of application in relation to phosphorus status of soils. Phosphorus in Agric. 70, 109-115. 51

Barnett, G.M. 1994. Phosphorus forms in animal manure. Bioresource Technol. 49, 139-147. Baxter, C.A., Joern, B.C., Ragland, D., Sands, J.S. & Adeola, O. 2003. Phytase, High- Available-Phosphorus corn, and storage effects on phosphorus levels in pig excreta. J. Environ. Qual. 32, 1481-1489. Bechmann, M. 2005. The Phosphorus Index Tool for assessing phosphorus transfer from agricultural areas in Norway. Norwegian Doctor Scientiarum thesis 2005:24. University of Life Science, Ås Norway ISBN 82-575-0670-2, ISSN 0802-3220. Bechmann, M. & Stålnacke, P. 2005. Effect of policy-induced measures on suspended sediments and total phosphorus concentrations from three Norwegian agricultural catchments. Sci. Tot. Environ. 304, 238-250. Bechmann, M., Vandsemb, S.M., Eggestad, H.O., Skjevdal, R., Deelstra, J. & Øygarden, L. 2005. Erosion and nutrient losses from agricultural areas. Jordforsk Report 103/05, Bioforsk, Ås, Norway. pp. 36. (In Norwegian). Beegle, D. & Lanyon, L. 2006. Phosphorus balance. SERA-17, Minimizing phosphorus losses from agriculture. (http://sera17.ext.vt.edu/). Bergström, L. & Kirchmann, H. 2006. Leaching and crop uptake of nitrogen and phosphorus from pig slurry as affected by different application rates. J. Environ. Qual. 35, 1803-1811. Bergström, S. 1995. The HBV model. I: Computer Models of Watershed Hydrology V. Singh (ed.) Water Resources Publications. Littleton, Colorado. pp 443-476. Boesch, D., Hecky, R., O Melia, C., Schindler, D. & Seitzinger, S. 2005. Expert evaluation of the eutrophication of the seas surrounding Sweden. SNV Rapport 29-09-2005. 54 pp. Borgvang, S., Selvik, J.R. & Tjomsland, T. 2002. Input of nutrients to Norwegian coastal areas calculated with the input model TEOLIT. Norwegian Institute for Water Research ISBN 82-577-4308-9. (In Norwegian). Brandt, M. & Ejhed, H. 2003. Transport, retention och källfördelning Belastning på haven. SNV Rapport 5247, Stockholm. ISSN 0282-7298. Brandt, M., Larsson, M., Wallin, M., Rosberg, J., Pers, C. & Wallenberg P. 2006. Modellering av fosforflöden med olika modellsystem. Rapportserie SMED & SLU. pp 37. (Manuskript) Braskerud, B.C., Tonderski, K.S., Wedding, B., Bakke, R., Blankenberg, A.-G.B., Ulén, B. & Koskiaho, J. 2005. Can constructed wetlands reduce the diffuse phosphorus loads to eutrophic water in cold temperate regions? J. Environ. Qual. 34, 2145-2155. Brookes, P.C., Powlson, D.S. & Jenkinson, D.S. 1982 Measurement of microbial biomass phosphorus in soils. Soil Biol. Biochem. 14, 319-329. Börling, K. 2003. Phosphorus sorption, accumulation and leaching effects of longterm inorganic fertilization of cultivated soils. PhD Dissertation. Acta Universitatis Agriculturae Sueciae, Agraria 428, SLU, Uppsala. Börling, K., Otabbong, E. & Barberis, E. 2004. Soil variables for predicting potential phosphorus release in Swedish noncalcareous soils. J. Environ. Qual. 33, 99-106. Calvert, D.V. 1975. Nitrate, phosphate, and potassium movement in drainage lines under three management systems. J. Environ. Qual. 4, 183-186. Chang, S.C. & Jackson, M.L. 1956. Fractionation of soil phosphorus. Soil Sci. 84, 133-144. Condron, L.M., Turner, B.L. & Cade-Menum, B.J. 2005. Chemistry and dynamics of soil organic phosphorus. In: Sims T. & Sharpley A.(eds). Phosphorus: 52

Agriculture and the Environment, 87-121. Agronomy Series 46. Madison Wisconsin. Cromwell, G.I. 2005. Phosphorus and swine nutrition. In: Sims T. & Sharpley A.(eds). Phosphorus: Agriculture and the Environment, 607-631. Agronomy Series 46. Madison Wisconsin. DEFRA, 2004. Mapping the problem: Risk of diffuse water pollution from agriculture. Department for Environment, Food and Rural Affairs, Nobel House 17, Smith Square, London SW1P 3JR. 13 pp. (http://www.defra.gov.uk/environment/ water/dwpa/index.htm). Dillaha, T.A., Reneau, R.B., Mostaghimi, S. & Lee, D. 1987. Evaluation of nutrient and sediment losses from agricultural lands: Vegetated filter strips. CBP/TRS 4/87. USEPA, Washington, DC. Djodjic, F., Ulén, B. & Bergström, L. 2000. Temporal and spatial variations of phosphorus losses and drainage in a structured clay soil. Water Res. 34, 1687-1695. Djodjic, F., Bergström, L. & Ulén, B. 2002. Phosphorus losses from a structured clay soil in relation to tillage practices. Soil Use Manage. 18, 79-83. Djodjic, F., Börling, K. & Bergström, L. 2004. Phosphorus leaching in relation to soil type and soil phosphorus content. J. Environ. Qual. 33, 678-684. Djodjic, F., Bergström, L. & Grant, C. 2005. Phosphorus management in balanced agricultural systems. Soil Use Manage. 21, 94-101. Djodjic, F. & Bergström, L. 2005. Conditional phosphorus index as an educational tool for risk assessment and phosphorus management. Ambio 34, 296-300. Dou, Z., Zhang, G.Y., Stout, W.L., Toth, J.D. & Ferguson, J.D. 2003. Efficacy of alum and coal combustion by-products in stabilizing manure phosphorus. J. Environ. Qual. 32, 1490-1497. Eghball, B., Shanahan, J.F., Varvel, G.E. & Gilley, J.E. 2003. Reduction of high soil test phosphorus by corn and soybean varieties. Agron. J. 95, 1233-1239. Egnér, H., Riehm, H. & Domingo, W.R. 1960. Untersuchungen über die chmische Bodenanalyse als Grundlage für die Beurteilung des Nährstoffzustandes der Boden. II. Cheimische Extraktionsmethoden zur Phosphor- und Kaliumbestimmung. Kungl. Lantbrukshögskolans Annaler 26, 199-215. (In German). Ekholm, P. & Krogerus, K. 2003. Determining algal-available phosphorus of different origin: routine phosphorus analysis versus algal assay. Hydrobiol. 492, 29-42. Eriksson, J., Andersson, A. & Andersson, R. 1997. Tillståndet i svensk åkermark. Naturvårdsverket. Rapport 4778. SNV, Stockholm. Evans, B., Lehning, D., Corradini, K., Petersen, G., Nizeyimana, E., Hamlett, J., Robillard, P. & Day, R. 2002. A comprehensive GIS-based modelling approach for predicting nutrient loads in watersheds. J. Spatial Hydrol. 2. (avgwlf.psu.edu). Fordham, A.W. & Schwertmann, U. 1977. Composition and reactions of liquid manure with particulate reference to phosphate: ph buffering capacity and organic components. J. Environ. Qual. 6, 140-144. Frankenberger, J.R., Brooks E.S., Walter M.T., Walter M.F. & Steenhuis T.S. 1999. A GIS-based variable source area hydrology model. Hydrol Process. 13, 805-822. Frosssard, E., Stewart, J.W.B. & Arnaud, R.J. 1989. Distribution and mobility of phosphorus in grassland and forest soils of Saskatchewan. Can. J. Soil Sci. 69, 401-416. 53

Frossard, E., Skrabal, P., Sinaj, S., Bangerter, F. & Traore, O. 2002. Forms and exchangeability of inorganic phosphate in composted solid organic wastes. Nutr. Cycl. Agroecosys. 62, 103-113. Gaynor, J.D. & Findlay, W.I. 1995. Soil and phosphorus loss from conservation and conventional tillage in corn production. J. Environ. Qual. 24, 734-741. Gelbrecht, J., Lengsfeld, H., Pötzig, R. & Opitz, P. 2005. Temporal and spatial variation of phosphorus input, retention and loss in a small catchment of NE Germanny. J. Hydrol. 304, 151-165. Gerritse, R.G. & Zugec, I. 1977. The phosphorus cycle in pig slurry measured from 32 PO 4 distribution rates. J. Agric. Sci. 88, 101-109. Gerritse, R.G. & Vriesema, R. 1984. Phosphate distribution in animal waste slurries. J. Agric. Sci. (Camb.) 102, 159-161. Gilliam, J.W., Baker, J.L. & Reddy, K.R. 1999. Water quality effects of drainage in humid regions. In: Agricultural Drainage. R.W. Skaggs & J. Van Schilfgaarde (eds). Agronomy Monographs No. 38. ASA-CSSA-SSSA, Madison, WI. Gillingham, A.G. & Thorrold, B.S. 2000. A review of New Zealand research measuring phosphorus in runoff from pasture. J. Environ. Qual. 29, 88-96. Glindemann, D., Edwards, M., Liu, J. & Kuschk, P. 2005. Phosphine in soils, sludges, biogas and atmospheric implications a review. Ecol. Eng. 24, 457-463. Gold, A.J. & Sims, J. T. 2000. Research Needs in Decentralized Wastewater Treatment and Management: A Risk-Based Approach To Nutrient Contamination. National Research Needs Conference Proceedings: Risk-Based Decision Making for Onsite Wastewater Treatment. Grant, R., Laubel, A. Kronvang, B. Andersen, H.E. Svendsen, L.M. & Fugslang A. 1996. Loss of dissolved and particulate phosphorus from arable catchments by subsurface drainage. Water Res. 30, 2633-2642. Guggenberger, G., Christensen, B.T., Rubæk, G. & Zech, W. 1996. Land-use and fertilization effects on P-forms in two European soils: resin extraction and 31 P- NMR analysis. Eur. J. Soil Sci. 47, 605-614. Gurpal, S.T., Condron, L.M., Di, H.J., Cameron, K.C. & Cade-Menun, B.J. 2003. Characterization of organic phosphorus in leachate from a grassland soil. Soil Biol. Biochem. 35, 1317-1323. Hargrove, W.L. (ed.) 1991. Cover crops for clean water. Soil and Water Conservation Society, Ankeny, IA. (www.swcs.org/publications.htm). Haygarth, P.M. & Sharpley, A.N. 2000. Terminology for phosphorus transfer. J. Environ. Qual. 29, 10-15. He, Z. & Honeycutt, C.W. 2001. Enzymatic characterization of organic phosphorus in animal manure. J. Environ. Qual. 30, 1685-1692. Hedley, M.J., Stewart, J.W.B. & Chauhan, B.S. 1982. Changes in inorganic soil phosphorus fractions induced by cultivation practices and by laboratory incubations. Soil Sci. Soc. Am. J. 46, 970-976. Hedley, M.J. & McLaughlin, M. 2005. Reactions of phosphate fertilizers and byproducts in soil. In: Sims T. & Sharpley A. (eds). Phosphorus: Agriculture and the Environment. Agronomy Series 46. Madison Wisconsin. pp 181-252. Heathwaite, L., Haygarth, P., Matthews, R., Preedy, N. & Butler, P. 2005. Evaluating colloidal phosphorus delivery to surface waters from diffuse agricultural sources. J. Environ. Qual. 34, 287-298. Hewlett, J.D. & Hibbert, A.R. 1967. Factors affecting the response of small watersheds to precipitation in humid areas. In: Forest Hydrology. Sopper, W.E. & Lull, H.W. (eds). Pergamon Press. pp 275-290. 54

Higgs, B., Johnston, A.E., Salter, J.L. & Dawson, C.J. 2000. Some aspects of achieving sustainable phosphorus use in agriculture. J. Environ. Qual. 29, 80-87. Hoffman, C., Ladewig, B., Classen, N. & Jungk, A. 1994. Phosphorus uptake of maize as affected by ammonium and nitrate nitrogen measurments and model calculations. Zeitschrift für Pflanzenernährung und Bodenkunde 157, 225-234. IVL 2001. Fosfor i nederbörd. Resultat från mätningar under 1990-talet. IVL Rapport B 1442. Johansson, G. & Gustafson, A. 2005. Observationsfälten på åkermark. Teknisk rapport 107, Avd. Vattenvårdslära SLU. 38 pp. Johnsson, H., Larsson, M., Mårtensson, K. & Hoffman, M. 2002. SOILNDB: a decision support tool for assessing nitrogen leaching losses from arable land. Environ. Model. Software 17, 505-517. Johnston, E.A. 2005. Phosphorus nutrition of arable crops. In: Sims T. & Sharpley A. (eds). Phosphorus: Agriculture and the Environment. Agronomy Series 46. Madison Wisconsin. pp 495-519. Jokela, B. 2003. Manure Spreader Calibration. University of Vermont Extension. (http://pss.uvm.edu/vtcrops/articles/manurecalibration.pdf). Jongbloed, A.W. & Kemme, P.A.1990. Apparent digestible phosphorus in the feeding of pigs in relation to availability, requirement and environment: 1. Digestible phosphorus in feedstuffs from plant and animal origin. Neth. J. Agric. Sci. 38, 567-575. Kaiser, K. 2001. Dissolved organic phosphorus and sulphur as influenced by sorptive interactions with mineral subsoil horizons. Eur. J. Soil Sci. 52, 489-493. Kaiser, K., Guggenberger, G. & Haumaier, L. 2003. Organic phosphorus in soil water under a European Beech (Fagus sylvatica L.) stand in northeastern Bavaria, Germany: seasonal variability and changes with soil depth. Biogeochem. 66, 287-310. Kirchmann, H. 1998. Phosphorus flows in Swedish society related to agriculture. KSLA Tidskr. 135 (7), 145-156. Koelsch, R. 1995. Manure Applicator Calibration. University of Nebraska Cooperative Extension NebGuide G95-1267-A. (http://www.ianr.unl.edu/pubs/waste-mgt/g1267.pdf). Kollerud, J. 2005. Water quality initiatives from Norwegian agricultural authorities. In: Is Living Water Possible in Agricultural Areas? Bechmann, M., Braskerud, B.C. & Søvik, A.K. (eds). Proceedings from NJF seminar No. 374, Norway. pp 22-25. Kornegay, E.T. 1996. Nutritional, environmental and economic considerations for using phytase in pig and poultry diets. In: Nutrient Management of Food Aninmals to enhance and protect the Environment. Kornegay, E.T. (ed.) Lewis Publ, Boca Raton, FL. pp 277-302. Kuo, S. 1996. Phosphorus. In: Sparks et al.. (eds). Methods of Soil Analysis, Part 3, 869-919. SSSA Book series no. 5. Madison, Wisconsin, USA. Kvarnäs, H. 1996. Modellering av näringsämnen I Fyrisåns avrinningsområde. Källfördelning och retention. Fyrisåns vattenförbund, Uppsala. Larsson, M. H., Persson, K. & Jarvis, N. 2003 A new model for quantification of phosphorus losses through macroporous soils. ASA-CSSA-SSSA Annual Meetings, 2-6 November 2003, Denver, CO. 55

Laubel, A. 2004. Delivery of suspended sediment and associated phosphorus and heavy metals to small rural Danish streams. PhD dissertation. National Environmental Research Institute, Ministry of the Environment, Denmark. Lehmann, J., Zhongdong Lan, Hyland, C., Shinjiro Sato, Solomon, D. & Ketterings Q.M. 2005. Long-term dynamics of phosphorus forms and retention in manureamended soils. Environ. Sci. & Technol. 39, 6672-6680. Leinweber, P., Meissner, R., Eckhardt, K.V. & Seeger, J. 1999. Management effects on forms of phosphorus in soil and leaching losses. Eur. J. Soil Sci. 50, 413-424. Leinweber, P., Turner, B.L. & Meissner, R. 2002. Phosphorus. In: Agriculture, Hydroilogy and Water Quality. Haygarth, P.M. & Jarvis, S.C. (eds). CABI Publishing, Wallingford, UK. pp 29-55. Lemunyon, J. 2006a. Conservation tillage and crop residue management. SERA-17, Minimizing phosphorus losses from agriculture. (http://sera17.ext.vt.edu/). Lemunyon, J. 2006b. Cover crops. SERA-17, Minimizing phosphorus losses from agriculture. (http://sera17.ext.vt.edu/). Lilienfein, J., Qualls, R.G., Uselman, S.M. & Bridgham, S.D. 2004. Adsorption of dissolved organic and inorganic phosohorus in soils of a weathering chronosequence. Soil Sci. Soc. Am. J. 68, 620-628. Lindström, J & Ulén, B. 2003. Effekt av kalk i täckdikesåterfyllningen på fosforförluster från jorbruksmark. Stencil Rapport avd. Hydroteknik, SLU. Löfgren, S. & Olsson, H. 1990. Tillförsel av kväve och fosfor till vattendrag i Sveriges inland: underlagsrapport till Hav-90. Naturvårdsverket Rapport 3692. Lundekvam, H., Romstad, E. & Øygarden, L. 2003. Agricultural policies in Norway and effects on soil erosion. Environ. Sci. Policy 6, 57-67. Lundekvam, H. & Skøien, S. 1998. Soil erosion in Norway. An overview of measurements from soil loss plots. Soil Use Manage. 14, 84-89. Lundekvam, H. 1997. Erosion, runoff, phosphorus loss and nitrogen loss from plotscale studies. Jordforsk rapport 6/97 Ås, Norway. 69 pp. (In Norwegian). Magette, W.L., Brinsfield, R.B., Palmer, R.E. & Wood, J.D. 1989. Nutrient and sediment removal by vegetated filter strips. Trans. ASAE 32, 663-667. Maguire, R., Needelman, B.A. & Vadas, P.A. 2006. Drainage ditch management. SERA-17, Minimizing phosphorus losses from agriculture. (http://sera17.ext.vt.edu/). Magid, J., Tiessen, H. & Condron, L.M. 1996. Dynamics of organic phosphorus in soils under natural and agricultural ecosystems. In: Humic Substances in Terrestrial Ecosystems. Piccolo, A. (ed.) Chapter 11. Elsevier, Amsterdam. pp 429-466. McDowell, L.L. & McGregor, K.C. 1984. Plant nutrient losses in runoff from conservation tillage corn. Soil Tillage Res. 4, 79-91. McDowell, R.W. & Monaghan, R.M. 2002. The potential for phosphorus loss in relation to nitrogen fertilizer application and cultivation. New Zealnad J. Agric. Res. 45, 245-253. McDowell, R.W. & Koopmans, G.F. 2006. Assessing the bioavailability of dissolved organic phosphorus in pasture and cultivated soils treated with different rates of nitrogen fertilizer. Soil Biol. Biochem. 38, 61-70. McGarrigle, M.L., Bowman, J.J., Clabby, K.J., Lucey, J., Cunningham, P., MacCarthaigh, M., Keegan, M., Cantrell, B., Lehane, M., Clenaghan, C. & Toner, P.F. 2002. Water quality in Ireland 1998-2000. EPA. Wexford, Ireland. 56

Miller, M.H., Beauchamp, E.G. & Lauzon, J.D. 1994. Leaching of nitrogen and phosphorus from the biomass of three cover crop species. J. Environ. Qual. 23, 267-272. Moore, P.A. Jr., Daniel, T.C. & Edwards, D.R. 2000. Reducing phosphorus runoff and inhibiting ammonia loss from poultry manure with aluminium sulfate. J. Environ. Qual, 29, 37-49. Nash, J.E. & Sutcliffe, J.V. 1970. River flow forecasting through conceptual models part I A discussion of principles. J. Hydrol. 10, 282 290. Neff, J.C., Hobbie, S.E. & Vitousek, P.M. 2000. Nutrient and mineralogical control on dissolved organic C, N and P fluxes and stoichiometry in Hawaiian soils. Biogeochem. 51, 283-302. Nietsch, S. L., Arnold, J. C. Kiniry, J. R. Williams, J. R. & King, K. W. 2002. Soil and Water Assessment Tool Theoretical Documentation. Version 2000. Texas, Texas Water Resources Institute, College Station. Neyroud, J.A. & Lischer, P. 2003. Do different methods used to estimate soil phosphorus availability across Europe give comparable results? J. Plant Nutr. Soil Sci. 166, 422-431. Nilsson, S.I., Andersson, S., Valeur, I., Persson, T., Bergholm, J., & Wiren, A. 2001. Influence of dolomite lime on leaching and storage of C, N and S in a Spodosol under Norway Spruce (Picea abies (L.) Karst.). Forest Ecol. Manage. 146, 55-73. Nyborg, M. & Henning, A.M.F. 1969. Field experiments with different placements of fertilizer for barley, flax and rapeseed. Can. J. Soil Sci. 49, 79-88. Ohno, T. & Zibilski, L.M. 1991. Determination of low concentrations of phosphorus in soil extracts using malachite green. Soil Sci. Soc. Am. J. 55, 892-895. Øygarden, L. 2000. Soil erosion in small agricultural catchments, south-eastern Norway Doctoral thesis 2000:8. ISSN 0802-3220. ISBN 82-575-0418-1. Norwegian University of Agricultural Sciences, Ås, Norway. Patterson, P.H., Morre, P.A. & Angel, R. 2005. Phosphorus and poultry nutrition. In: Sims T. & Sharpley A.(eds). Phosphorus: Agriculture and the Environment. Agronomy Series 46. Madison Wisconsin. pp 635-682. Patty, L., Rheal, B. & Gril, J.J. 1997. The use of grass buffer strips to remove pesticides, nitrate and soluble phosphorus compounds from runoff water. Pestic. Sci. 49, 243-251. Peperzak, P., Caldwell, A.G., Hunziker, R.R. & Black, C.A. 1959. Phosphorus fractions in manures. Soil Sci. 87, 293-302. Persson, K. 2001. Measurements and modeling of phosphorus transport from arable land. Ekohydrologi 58. Swedish University of Agricultural Sciences, Uppsala. Peters, J., Combs, S., Hoskins, B., Jarman, J., Kovar, J., Watson, M., Wolf, A. & Wolf, N. 2003. Recommended Methods of Manure Analysis. University of Wisconsin Extension Publ., Madison, WI. (http://www1.uwex.edu/ces/pubs/pdf/a3769.pdf). Petersen, C.T., Hansen, S. & Jensen H.E. 1997. Tillage-induced horizontal periodicity of preferential flow in the root zone. Soil Sci. Soc. Am. J. 61, 586-594. Pikul, J.L., Wilkins, D.E., Aase, J.K. & Zuzel, J.F. 1996. Contour ripping: a tillage strategy to improve water infiltration into frozen soil. J. Soil Water Conservation 51, 76-83. Qualls, R.G. & Haines, B.L. 1991. Geochemistry of dissolved organic nutrients in water percolating through a forest ecosystem. Soil Sci. Soc. Am. J. 55, 1112-1123. 57

Randall, G.W. & Hoeft, R.G. 1988. Placement methods for improved efficiency of P and K fertilizers: a review. J. Prod. Agric. 1, 70-79. Regeringen, 2004. Lagförslag 2004/5:10 De Nationella Miljömålen. Richards, J.E., Bates, T.E. & Sheppard, S.C. 1985. The effect of broadcast P applications and small amounts of fertilizer placed with seed on continuously cropped corn (Zea mays L.). Fert. Res. 6, 269-277. Roels, J & Verstraete, W. 2001. Biological formation of volatile phosphorus compounds. Bioresource Technol. 79, 243-250. Ruttenberg, K.C. 1992. Development of a sequential extraction method for different forms of phosphorus in marine sediments. Limnol. Oceanography 37, 1460-1482. Sample, E.C., Soper, R.J. & Racz, G.J. 1980. Reaction of phosphate fertilizers in soils. In: The Role of Phosphorus in Agriculture. Khasawneh, F.E., Sample, E.C. & Kamprath, E.J. (eds). American Society of Agronomy, Madison, WI. pp 262-310. Sato, S., Solomon, D. Hyland, C., Ketterings, Q.M. & Lehmann, J. 2005. Phosphorus speciation in manure and manure amended soils using XANES spectroscopy. Environ. Sci. Technol. 39, 7485-7491. Satter, L.D., Klopfenstein, T.J., Erickson, G.E. & Powell, J.M. 2005. Phosphorus and dairy/beef nutrition. In: Sims T. & Sharpley A.(eds). Phosphorus: Agriculture and the Environment. Agronomy Series 46. Madison Wisconsin. pp 587-606. Scheffer & Schachtschabel. 2002. Lehrbuch der Bodenkunde. 15 Auflage. Spektrum Akademischer Verlag, Heidelberg/Berlin, Germany. 593 p. (In German). Schoumans, O. & Groenendijk, P. 2000. Modeling soil phosphorus levels and phosphorus leaching from agricultural land in the Netherlands. J. Environ. Qual. 29, 111-116. Schoumans, O.F. & Silgram, M. (eds). 2003. Review and literature evaluation of quantification tools for the assessment of nutrient losses at catchment scale. EUROHARP Report 1-2003, NIVA Report 4739-2003, Oslo, Norway. 120 pp. Schwer, C.B. & Clausen, J.C. 1989. Vegetative filter treatment of dairy milkhouse wastewater. J. Environ. Qual. 18, 446-451. Sharpley, A.N., Chapra, S.C., Wedepohl, R., Sims, J.T., Daniel, T.C. & Reddy, K.R. 1994. Managing agricultural phosphorus for protection of surface waters: issues and options. J. Environ. Qual. 23, 437-451. Sharpley, A.N., McDowell, R.W. & Kleinmann, P.J.A. 2004. Amounts, forms, and solubility of phosphorus in soils receiving manure. Soil Sci. Soc. Am. J. 68, 2048-2057. Shreve, B.R., Moore, P.A. Jr., Daniel, T.C., Edwards, D.R. & Miller, D.M. 1995. Reduction of phosphorus in runoff from field-applied poultry litter using chemical amendments. J. Environ. Qual. 24, 106-111. Simard, R.R., Beauchemin, S. & Haygarth, P.M. 2000. Potential for preferential pathways of phosphorus transport. J. Environ. Qual. 29, 277-293. Sims, J.T, Simard, R.R. & Joern, B.C. 1998. Phosphorus loss in agricultural drainage: historical perspective and current research. J. Environ. Qual. 27, 277-293. Sims, J.T., Edwards, A.C., Schoumans, O.F. & Simard, R.R. 2000. Integrating soil phosphorus testing into environmentally based agricultural management practices. J. Environ. Qual. 29, 60-71. Sims, J.T. & Luka-McCafferty, N.J. 2002. On-farm evaluation of aluminum sulfate (Alum) as a poultry litter amendment: effects on litter properties. J. Environ. Qual. 31, 2066-2073. SFS 1998:915. Förordningen om miljöhänsyn i jordbruket. SJV, Jönköping. 58

SJVFS 1999:79. Föreskrifter om miljöhänsyn i jordbruket. Statens jordbruksverks författningssamling. SJV, Jönköping. Smith, D.R., Moore, P.A. Jr., Griffis, C.L., Daniel, T.C., Edwards, D.R. & Boothe, D.L. 2001. Effects of alum and aluminum chloride on phosphorus runoff from swine manure. J. Environ. Qual. 30, 992-998. Smith, D.R., Moore, P.A. Jr., Maxwell, C.V., Haggard, B.E. & Daniel, T.C. 2004a. Reducing phosphorus runoff from swine manure with dietary phytase and aluminum chloride. J. Environ. Qual. 33, 1048-1054. Smith, D.R., Moore, P.A. Jr., Miles, D.M., Haggard, B.E. & Daniel, T.C. 2004b. Decreasing phosphorus runoff losses from land-applied poultry litter with dietary modifications and alum addition. J. Environ. Qual. 33, 2210-2216. Smith, D.R. & Joern, B. 2006. Dietary phytase to reduce phosphorus losses from animal manure. SERA-17, Minimizing phosphorus losses from agriculture. (http://sera17.ext.vt.edu/). SNV 2000. Eriksson, J., Stenberg, B., Andersson, A. & Andersson, R. Tillståndet i svensk åkermark och spannmålsgröda. SNV Rapport 5062. Naturvårdsverket, Stockholm. SNV 2005. Ulén, B. (red.) Fosforförluster från mark till vatten. SNV Rapport 5507. Naturvårdsverket, Stockholm. Soil Conservation Service. 1972. Section 4: Hydrology. In: National Engineering Handbook. SCS. Stähli, M. 1997. Heat and water transfer in the frozen soil environment. Acta Universitatis Agriculturae Sueciae Agraria 72, 35 pp. Doctoral thesis, Swedish University of Agricultural Sciences, Uppsala. Stepanauskas R., Jørgensen N.O.G., Eigaard O.R., Žvikas A., Tranvik L.J. & Leonardsson, L. 2002. Summer inputs of riverine nutrients to the Baltic Sea: bioavailability and eutrophication relevance. Ecol. Monogr. 72, 579-597. Swaider, J.M. & Shoemaker, W.H. 1998. In-furrow starter fertilization enhances growth and maturity in early sweet corn. HortSci. 33, 1007-1010. Svanberg, O. 1971. De svenska skördeprodukternas innehåll av växtnäringsämnen. SLL, Statens Lantbrukskemiska Laboratorium. Meddelande 37. Ternouth, J.H. 1989. Endogenous losses of P by sheep. J. Agric. Sci. 113, 291-297. Thomas, G.W. & Phillips, R.E. 1979. Consequences of water movement in macropores. J. Environ. Qual. 8, 149-152. Tiessen, H. & Moir J.O. 1993. Characterization of available P by sequential extraction. In: Carter, M.R. (ed.) Soil Sampling and Methods of Analysis. Lewis Publishers, Ann Harbour, USA. pp 75-86. Timmons, D.R., Holt, R.F. & Latterall, J.J. 1970. Leaching of crop residues as a source of nutrients in surface runoff water. Water. Resour. Res. 6, 1367-1375. Tisdale, S.L., Nelson, W.L., Beaton, J.D. & Havlin, J.L. 1993. Soil Fertility and Fertilizers. 5 th edition. MacMillan Publishing Co., New York, 446 pp. Tonderski, K., Arheimer, B. & Pers, C. 2005. Modelling the impact of potential wetlands on phosphorus retention in a Swedish catchment. Ambio 34, 544-551. Torstensson, G., Aronsson, H. & Bergström, L. 2006. Nutrient use efficiencies and leaching of organic and conventional cropping systems in Sweden. Agron. J. 98, 603-615. Turner, B.L., McKelvie, I.D. & Haygarth, P.M. 2002a. Characterisation of waterextractable soil organic phosphorus by phosphatase hydrolysis. Soil Biol. Biochem. 34, 27-35. 59

Turner, B.L., Papházy, M.J., Haygarth, P.M. & McKelvie, I.D. 2002b. Inositol phosphates in the environment Philosoph. Trans. Royal Soc. London B 357, 449-469. Turner, B.L., Cade-Menun, B.J. & Westermann, D.T. 2003a. Organic phosphorus compositon and potential bioavailability in semi-arid arable soils of the western United States. Soil Sci. Soc. Am. J. 67, 1168-1179. Turner, B.L., Mahieu, N. & Condron, L.M. 2003b. The phosphorus composition of temperate pasture soils determined by NaOH-EDTA extraction and solution 31 P NMR spectroscopy. Organic Geochem. 34, 1199-1210. Turner, B.L., Mahieu, N & Condron, L.M. 2003c. Phosphorus-31 nuclear magnetic resonance spectral assignments of phosphorus compounds in soil NaOH-EDTA extracts. Soil Sci. Soc. Am. J. 67, 497-510. Turner, B.L. & Haygarth, P.M. 2005. Phosphatase activity in temperate pasture soils: potential regulation of labile organic phosphorus turnover by phosphodiesterase activity. Sci. Total Environ. 344, 27-36. Turtola, E. & Jaakola, A. 1995. Loss of phosphorus by surface runoff and leaching from a heavy clay soil under barley and grass ley in Finland. Acta Agric. Scand., Section B 45, 159-165. Ulén, B. 1995. Episodic precipitation and discharge events and their influence on losses of phosphorus from tile-drained arable fields. Swedish J. Agric. Res. 25, 25-31. Ulén, B., Johansson, G. & Kyllmar K. 2001. Model predictions and long-term trends in phosphorus transport from arable lands in Sweden. Agric. Water Manage. 49, 197-210. Ulén, B. & Mattsson, L. 2003. Losses of different forms of phosphorus and of nitrate from a clay soil under grass and cereal production. Nutr. Cycl. Agroecosys. 65, 129-140. Ulén, B. 2003. Concentrations and transport of different forms of phosphorus during snowmelt runoff from an illite clay soil. Hydrol. Processes 17, 747-758. Ulén, B. 2004. Size and settling velocities of phosphorus-containing particles in water from agricultural drains. Water Air Soil Poll. 157, 331-343. Ulén, B., Carlsson, C. & Lidberg, B. 2004. Recent trends and patterns of nutrient concentrations in small agricultural streams in Sweden. Environ. Monit. Assess. 98, 307-322. Ulén, B. 2005a. Soil erosion and some recent trends in phosphorus losses from arable land in Sweden. Soil conservation and protection for Europe. Report 4 th SCAPE workshop 9-11 May 2005, Ås. pp 15-21. (www.scape.org/as_book.pdf). Ulén, B. 2005b. Fosforförluster från mark till vatten. SNV Rapport 5507. Naturvårdsverket, Stockholm. Ulén, B. & Jakobsson, C. 2005. Critical evaluations of measures to mitigate phosphorus losses from agricultural land to surface waters in Sweden. Sci. Tot. Environ. 344, 37-50. Ulén, B. & Kalisky, T. 2005. Water erosion and phosphorus problems in an agricultural catchment lesson from implementation of the EU Water Framework Directive. Environ. Sci. Policy 8, 485-492. Ulén, B. & Fölster, J., 2006. Nutrient concentrations and trends in agricultural streams. (Submitted to Sci. Tot. Environ.). Ulén, B. 2006. A simplified risk assessment for losses of dissolved reactive phosphorus through drainage pipes from agricultural soils. Acta Agric. Scand. (Sect. B) 56, 307-314. 60

Uusi-Kämppä, J., Braskerut, B., Jansson, H., Syversen, N. & Uusitalo, R. 2000. Buffer zones and constructed wetlands as filters for agricultural phosphorus. J. Environ. Qual. 29, 151-158. Vadas, P.A., Krogstad, T. & Sharpley, A.N. 2006. Modeling phosphorus transfer between labile and nonlabile soil pools: updating the EPIC model. Soil Sci. Soc. Am. J. 70, 736-743. van Veldhoven, P.P. & Mannaerts, G.P. 1987. Inorganic and organic phosphate measurements in the nanomolar range. Anal. Biochem. 161, 45-48. Vandsemb, S.M., Bechmann, M., Eggestad, H.O., Øygarden, L. & Deelstra, J. 2003. Erosion och närsaltsförluster från jordbruksområden. Jordforsk Rapport 102/03. Bioforsk, Ås, Norway. pp 41. (In Norwegian) Wallin, M., Olsson, H. & Zakrisson J. 2004. Påverkansbedömning för ytvatten enligt EG s Ramdirektiv för vatten - tillgängliga metoder, verktyg och modeller samt utvecklingsmöjligheter för SMED & SLU. Rapportserie SMED & SLU. 64 pp. Wendt, R.C. & Corey, R.B. 1980. Phosphorus variations in surface runoff from agricultural lands as a function of land use. J. Environ. Qual. 9, 130-136. Wesström, I. 2002. Controlled drainage: effects on subsurface runoff and nitrogen floes. PhD Dissertation. Acta Universitatis Agriculturae Sueciae, Agraria 350. SLU, Uppsala. Withers, P.J.A., Edwards, A.C. & Foy, R.H. 2001. Phosphorus cycling in UK agriculture and implications for phosphorus loss from soil. Soil Use Manage. 17, 139-149. Zakrisson, J., Ekstarnd, S. & Olshammar, M. 2003. Fosfor och kvävemodellering för avrinningsområden i relation till EU s vattendirektiv. Fallstudie Sagån. IVL rapport B1550. IVL, Stockholm. Zech, W. & Guggenberger, G. 1996. Organic matter dynamics in forest soils of temperate and tropical ecosystems. In: Humic Substances in Terrestrial Ecosystems. Piccolo, A. (ed.) Elsevier, Amsterdam. pp 101-170. Zuzel, J.F. & Pikul, J.L. Jr. 1987. Infiltration into a seasonally frozen agricultural soil. J. Soil Water Conservation 42, 447-450. 61

Detta är MAT 21 MAT 21 är ett tvärvetenskapligt forskningsprogram kring uthållig livsmedelsproduktion som omspänner hela kedjan från jord till bord. Programmets övergripande mål är att komma fram till lösningar på livsmedelskedjans svaga länkar för att konsumenterna i än högre grad skall uppfatta maten som såväl säker som etiskt och uthålligt producerad. Huvudprojektet startade 1997 och avslutades 2005. MAT 21 fortsätter under åren 2005 till 2008 i form av en agerande. Exempelvis handlar jordbruket ett annat om möjligheten att ersätta importerat djurfoder med hemmaproducerat. kunskapsläget och forskningsbehovet rörande åtgärder i jordbruket för att minska läckaget av fosfor utgående från problemen med Östersjöns övergödning. För mer information se www-mat21.slu.se. Rapport MAT21 nr 2/2007 rune.andersson@lmv.slu.se