Referensvåtmarker för uppföljning av växtnäringsretention i anlagda våtmarker - Pilotstudie i Västra Götalands län

Högskolan i Halmstad Referensvåtmarker för uppföljning av växtnäringsretention i anlagda våtmarker - Pilotstudie i Västra Götalands län Examensarbete 15 hp Johanna Lindqvist Våtmarken i Åmot. Foto: Johanna Lindqvist 2009 Sektionen för ekonomi och teknik, SET Högskolan i Halmstad Box 823, 301 18 Halmstad

Referensvåtmarker för uppföljning av växtnäringsretention i anlagda våtmarker - Pilotstudie i Västra Götalands län 2009 Johanna Lindqvist Magisteruppsats i Tillämpad Ekologi, 15 hp Handledare: Stefan Weisner, Högskolan i Halmstad Fredrik Fredriksson Länsstyrelsen i Västra Götaland, Landsbygdsenheten

Abstract One of the environmental problems today in seas, lakes and streams is eutrophication. This is often caused by nutrients such as phosphorus (P) and nitrogen (N) that leak from agricultural areas. A measure to partly prevent the nutrient discharge is to construct or restore wetlands. In order to control the efficiency of nutrient reduction of existing wetlands in the county, the administrative board in Västra Götaland wants to find different criterias for reference wetlands. These reference wetlands should represent other wetlands and be used in future evaluations of reduction of nutrients and design of constructed wetlands. According to the administrative board in Västra Götaland the reference wetlands should have a catchment area of about 50 hectare consisting of at least 70 % arable land, to represent wetlands created to remove nutrients. The surface area should exceed 0,5 hectare and the inlet-nitrogen concentration should be around 5 mg N -1. This report investigates nitrogen and phosphorus retention in two wetlands, Härstad and Åmot in the county of Västra Götaland, and if they fulfill the criteria of being a reference wetlands. In addition to this, a tracer study was performed in one of these wetlands with the purpose to study the hydraulic efficency. Neither the wetland in Åmot or Härstad achieves the guidelines of about 5 mg N l -1 in the incoming water. Therefore, they can be seen as inappropriate as reference wetlands according to their nitrogen retention. The wetland of Härstad, however, has significantly better N retention than the wetland of Åmot. Results from the report shows that N retention in the wetland of Härstad was relatively high not only due a higher N load, but also due to that N - - was largely in the form of NO 3 facilitating efficient transformation of NO 3 to N 2 by denitrification bacteria. Nitrogen removal was much lower in the wetland in Åmot due to that - N in incoming water was not in the form of NO 3 and could therefore not be efficiently transformed to N 2 by denitrification. Incoming total phosphorus to the Härstad and Åmot wetlands exceeded 100 µg P l -1, which means "extremely high" tot-p concentrations according to environmental quality criteria from the Swedish Environment Protection Agency. Phosphorus load per wetland area was slightly higher in the wetland in Åmot than in the Härstad wetland. In spite of this, P retention per wetland area as well as relative P retention was clearly higher in the Härstad wetland. This can be explained by that P in incoming water to the Härstad wetland was to a larger degree than in the Åmot wetland bound to particles, facilitating P retention through sedimentation. According to the tracer study, the Härstad wetland has a hydraulic efficency (λ) of about 0,13 which means it has a low hydraulic efficiency. The effective volume ratio (e) in Härstad was calculated to 18 % which means that the water has an inadequate spreading in the wetland, which is not good for the nutrient elimination in this wetland. This study illustrates the difficulties in finding representative reference wetlands due to potential differences between wetlands in nutrient concentrations in incoming water, the degree that incoming P is bound to particles, the degree that incoming N is in the form of NO 3 -, and hydraulic efficiency. Keywords: Wetland, phosphorus, nitrogen, retention, agricultural 3

Sammanfattning Idag är övergödningen av hav, sjöar och vattendrag ett av landets uppmärksammade miljöproblem. Övergödningen orsakas bland annat av diffust markläckage från åkermark i form av växtnäringsämnen, främst kväve (N) och fosfor (P). En åtgärd som delvis kan minska växtnäringsutsläppen är att anlägga eller restaurera våtmarker. Länsstyrelsen i Västra Götaland vill ta fram lämpliga referensvåtmarker för att kunna effektivisera arbetet med uppföljning av våtmarker i länet. Referensvåtmarker avses kunna representera andra våtmarker och kunna användas för att uppskatta retentionsförmågan för kväve och fosfor samt att följa hur förmågan utvecklas med tiden i ett större antal våtmarker. Referensvåtmarkerna kan även fungera som referenser för framtida utvärderingar, samt ge underlag för förbättring av utformning och skötsel av våtmarker i framtiden. Länsstyrelsens rekommendationer för en referensvåtmark är att dess tillrinningsområde ska vara minst 50 hektar och våtmarksytan bör inte understiga 0,5 hektar. Avrinningsområdet bör bestå av minst 70 % åkermark. Kvävehalter till våtmarken bör ligga omkring 5 mg N l -1. Ovannämnda egenskaper eftersträvas vid våtmarksanläggning eftersom de innebär en hög näringsbelastning på våtmarkerna vilket är en förutsättning för en hög näringsavskiljning. I denna studie undersöktes kväve- och fosforretentionen i två våtmarker, Härstad och Åmot i Västra Götalands län, för att kunna undersöka om dessa våtmarker skulle kunna fungera som referensvåtmarker i framtiden. I den ena våtmarken utfördes även en spårämnesmätning vars syfte var att undersöka våtmarkens hydrauliska effektivitet. Varken våtmarken i Åmot eller Härstad uppnår riktvärdena omkring 5 mg N l -1 i inkommande vatten som Jordbruksverket rekommenderar vid motivering för våtmarksanläggning. Därför kan dessa ses som olämpliga som referensvåtmarker ur kväveavskiljningssynpunkt. På grund av högre N-belastning blir den ytspecifika absoluta N-retentionen högre i våtmarken i Härstad än i Åmotvåtmarken. Härstadvåtmarken tar emot väsentligt större mängder N. Hög belastning är en förutsättning för en hög absolut retention. Däremot kunde man på grund av den lägre belastningen förvänta sig en högre relativ N- retention i Åmotvåtmarken än i Härstadvåtmarken. Dock har Härstadvåtmarken en förhållandevis hög relativ retention (53,4 %) medan Åmotvåtmarken uppvisar en mycket låg relativ retention (3,1 %). Större delen av kvävet som kommer in i våtmarken i Härstad består av NO 3 - -N, vilket omvandlas av denitrifikationsbakterier till N 2 och ger en effektiv N- retention. I Åmotvåtmarken är den inkommande halten NO 3 - -N mycket låg och kvävet föreligger i stort sett inte alls i form av NO 3 - vilket innebär att en denitrifikation inte kan ske i nämnvärd utsträckning. Detta kan förklara den mycket låga N-retentionen i Åmotvåtmarken. Enligt Naturvårdsverkets Bedömningsgrunder för miljökvalitet innebär totalfosforhalter över 100 µg l -1 extremt höga koncentrationer och Åmotvåtmarken hade under provtagningsperioden P-halter på omkring 470 µg P l -1 vilket var dubbelt så mycket som Härstadvåtmarken hade. Den ytspecifika P-belastningen var något högre i våtmarken i Åmot än i Härstadvåtmarken men trots detta var den ytspecifika P-retentionen dubbelt så hög i Härstadvåtmarken. Dessutom hade Härstadvåtmarken en betydligt högre relativ P-retention (32,5 %) än Åmotvåtmarken (11,4 %). Att såväl ytspecifik som relativ P-retention var högre i Härstadvåtmarken kan förklaras av att P i inkommande vatten till denna våtmark i högre 4

utsträckning var i partikulär form som kan sedimentera i våtmarken och därmed ge en högre retention av P. Resultatet av spårämnesstudien visade att Härstadvåtmarken har en hydraulisk effektivitet (λ) på 0,13 vilket innebär att våtmarken har en dålig hydraulisk effektivitet enligt Persson et al. (1999). Den effektiva volymskvoten beräknades till 18 % vilket innebär att vattnet har en dålig spridning i våtmarken och inte stannar kvar länge. Den låga effektiva volymen är ett resultat av det finns för många döda zoner i våtmarken vilket ger den en sämre hydraulisk effektivitet vilket i sin tur bör påverka näringsretentionen negativt. Denna studie visar att våtmarkerna i Härstad och Åmot inte är representativa som referensvåtmarker främst på grund av låga kvävehalter. Studien visar också på svårigheten med att hitta representativa referensvåtmarker eftersom vilken form som N och P föreligger i (andel nitrat av totalkväve respektive andel partikulärt P av totalfosfor) kan påverka retentionen kraftigt. Studien visar också att den effektiva volymskvoten och den hydrauliska effektiviteten kan vara mycket låga i anlagda våtmarker och därmed troligen kan variera kraftigt mellan olika våtmarker vilket försvårar användningen av referensvåtmarker. Nyckelord: våtmark, fosfor, kväve, retention, jordbruk 5

Förord Detta examensarbete om 15 högskolepoäng är den avslutande delen i magisterutbildningen Tillämpad ekologi (60 hp) vid Högskolan i Halmstad. Arbetet är skrivet på uppdrag av Lantbruksenheten på Länsstyrelsen i Västra Götaland. Jag vill härmed framföra ett stort tack till följande personer som alla har ställt upp med sina idéer, material och tid; - Stefan Weisner, Högskolan i Halmstad för kontinuerlig och hjälpande handledning samt värdefulla råd och synpunkter under hela arbetets gång. - Fredrik Fredriksson, Lantbruksenheten på Länsstyrelsen i Västra Götaland för handledning och stöd genom arbetets gång. - Per Magnus Ehde, Högskolan i Halmstad för tips angående provtagningsteknik samt analyshjälp. Jag vill även tacka både B. Lindquist och A. Ronnede för ovärderlig hjälp i fält under hela arbetets gång. Vänersborg, Juni 2009 Johanna Lindqvist 6

Innehållsförteckning 1. Inledning... 8 1.1 Bakgrund... 8 1.2 Syfte... 9 1.3 Frågeställningar... 9 1.4 Självkritik och avgränsning... 9 2. Litteraturstudie...10 2.1 Definition...10 2.2 Funktioner...10 2.2.1 Ekosystemtjänster...10 2.2.2 Avskiljning av kväve...11 2.2.3 Avskiljning av fosfor...12 2.3 Faktorer...12 2.3.1 Hydraulisk effektivitet...12 2.3.2 Uppehållstid...13 2.3.3 Effektiv volym...13 2.3.4 Belastning av näringsämnen...14 2.3.5 Övriga faktorer...14 3. Områdesbeskrivning...15 3.1 Härstadvåtmarken...15 3.2 Åmotvåtmarken...16 4. Kvalitetskriterier för referensvåtmark...18 5. Material och Metoder...19 5.1 Undersökning av tot-n och tot-p...19 5.1.1 Datainsamling för tot-n och tot-p...19 5.2 Undersökning av Nitrat-N och Fosfat-P...19 5.2.1 Datainsamling för NO 3 - -N och PO 4 -P...20 5.3 Spårämnesundersökning med litium...20 5.3.1 Datainsamling Spårämnesundersökning...21 6. Resultat...22 6.1 Avskiljning av kväve och fosfor...22 6.1.1 Absolut retention...23 6.1.2 Relativ retention...24 6.1.3 Ytspecifik belastning respektive retention av kväve och fosfor...25 6.2 Spårämnesstudie...27 7. Diskussion och slutsats...28 8. Förslag till fortsatt arbete...31 9. Referenser...32 10. Bilagor...34 Bilaga 1...34 Bilaga 2...36 Bilaga 3...39

1. Inledning I detta avsnitt presenteras rapportens huvudskaliga syfte och dess bakgrund samt frågeställningar som förklaras senare i arbetet. I avsnitt 1:4 Avgränsningar tas eventuellt relevanta faktorer upp som ej är medtagna i denna uppsats. 1.1 Bakgrund Under 1800-talet började våtmarker torrläggas och sjösänkningar tillämpas. Syftet vara att skapa ny odlingsmark i takt med den snabbt växande befolkningen. I och med detta försvann drygt 90 % av våtmarkerna i jordbruksområden främst i södra delen av Sverige. 1 Idag är övergödningen av hav, sjö och vattendrag ett av landets mest uppmärksammade miljöproblem. Övergödningen orsakas främst av diffust markläckage från åkermark i form av växtnäringsämnen, främst kväve och fosfor. 2 En åtgärd som delvis kan minska växtnäringsutsläppen är att anlägga eller restaurera våtmarker. Våtmarker är naturliga reningsverk i landskapet och det är känt sedan länge att de fyller olika funktioner samtidigt, exempelvis vattenrening, vattenmagasinering, främjar biologisk mångfald samt ökar naturoch kulturmiljövärden. 3 Med tre miljökvalitetsmål (Ingen övergödning, Myllrande våtmarker och Biologisk mångfald) samt vattendirektivet i fokus bedrivs miljömålsarbetet på såväl nationell som regional och lokal nivå för att kunna förbättra och trygga våtmarkers betydelse i vår omgivning. På regional nivå administrerar Västra Götalands län de ekonomiska stöden, som erhålls av svenska staten samt Naturvårdsverket, genom att prioritera våtmarker som reducerar utsläppen av växtnäring. 4 Länsstyrelsen i Västra Götaland vill ta fram lämpliga referensvåtmarker för att kunna effektivisera arbetet med uppföljning av våtmarker i länet. Referensvåtmarker representerar andra våtmarker och kan användas för att uppskatta retentionsförmågan för kväve och fosfor samt att följa hur förmågan utvecklas med tiden i ett större antal våtmarker. Referensvåtmarkerna kan även fungera som referenser för framtida utvärderingar, utformningar samt skötsel av andra likartade våtmarker. På så vis räcker det att endast undersöka några få våtmarker mer intensivt vilket innebär att våtmarksprojekten blir mer kostnadseffektiva. Egenskaper som inbördes kan jämföras mellan våtmarker är exempelvis näringsbelastning eller storlek på tillrinningsområdet. 1 www.naturvardsverket.se, 2008-06-02 2 Tonderski. K, et al, 2002:50 3 Feuerbach. P, 1998 4 www.o.lst.se, 2008-06-02

1.2 Syfte Detta examensarbete kan ses om en inledande pilotstudie vars syfte är att få erfarenhet samt upptäcka möjligheter och fallgropar vid användandet av referensvåtmarker. I två framtagna referensvåtmarker utfördes mätningar av fosfor- och kväveretention samt i den ena våtmarken utfördes även en spårämnesmätning vars syfte var att undersöka våtmarkens hydrauliska effektivitet. Målgruppen arbetet vänder sig till är sakkunniga personer inom Länsstyrelser och andra berörda organisationer. 1.3 Frågeställningar Är våtmarkerna i Härstad och Åmot effektiva ur näringsreningssynpunkt? Hur lätt är det att ta fram godtagbara referensvåtmarker och vilka kriterier bör de uppfylla? Är de utvalda våtmarkerna representativa som referensvåtmarker? Vilka problem kan påträffas vid användandet av referensvåtmarker? 1.4 Självkritik och avgränsning Arbetets tidsperiod sträckte sig endast under en begränsad tid under våren vilket gör att resultatet på så sätt kan bli osäkert. Väderförhållandena under denna period var också ovanligt torra för årstiden och detta kan påverka resultaten. På grund av begränsad tid kunde ingen växtinventering göras och ej heller en grundlig djupmätning samt arealbestämning av våtmarkerna. Denna rapport undersöker endast våtmarker i jordbrukslandskapet med avseende på reducering av närsalter. Andra faktorer (vilka inte är medtagna i arbetet) som påträffas i våtmarkernas avrinningsområden och som kan ha stor betydelse för våtmarkens näringsbelastning är grödor, jordarter samt djurhållning. Nederbörd och avdunstning i våtmarkers avrinningsområde har inte tagits med i denna rapport. Dessa faktorer kan ha stor betydelse för våtmarkers vattenbudget men på grund av data- och tidsbrist kunde de inte tas med i beräkningarna.

2. Litteraturstudie I detta avsnitt definieras vad en våtmark är samt dess olika funktioner med relevanta förklaringar samt faktorer som påverkar våtmarkens effektivitet. Fokus kommer att läggas på de våtmarker som är anlagda i jordbrukslandskapet. 2.1 Definition Våtmarker är ett mellanting mellan vatten och land och är därför svåra att definiera. Naturvårdsverkets har dock en allmänt användbar definition som reder ut begreppet vad en våtmark innebär. Våtmark är en sådan mark där vatten under stor del av året finns nära under, i eller strax över markytan. Våtmark inkluderar även vegetationstäckta vattenområden. Gränserna för hur nära markytan vattnet kan finnas i en våtmark varierar. I de flesta fall kan vegetationen användas för att skilja våtmark från annan mark. Minst 50 % av vegetationen bör vara hydrofil, det vill säga fuktighetsälskande. Ett undantag är tidvis torrlagda bottnar i sjöar, hav och vattendrag; de räknas till våtmarkerna trots att de kan sakna vegetation. 5 2.2 Funktioner Nedan beskrivna funktioner påverkar våtmarkens prestanda. 2.2.1 Ekosystemtjänster Vi människor är beroende av vår omgivning och naturen erbjuder olika tjänster, så kallade ekosystemtjänster. Dessa kan beskrivas som förutsättningar för den nytta som vi människor har av ekosystems funktioner, t ex fotosyntes, pollinering och vattenreglering. 6 Våtmarker fyller många funktioner samtidigt och kan erbjuda en rad olika ekosystemtjänster: Vattenrening våtmarker avskiljer många olika typer av föroreningar. Genom denitrifikation sker reduktion av kväve, sedimentation avskiljer fosfor samt partiklar och nedbrytning av bekämpningsmedel och fastläggning av metaller sker i våtmarker. Produktion och resursåtervinning våtmarker kan återföra näringsämnen till jordbruket genom att skörda vegetationen regelbundet. På detta sätt bildas ett system med återcirkulering av näringsämnen från våtmarkens biomassa till åkermarken. Vattenmagasinering våtmarker kan lokalt fungera som ett utjämningsmagasin. På detta vis jämnar våtmarken ut vattenflödet i området samtidigt som vattnet magasineras och kan användas till bevattning. 7 5 www.naturvardsverket.se, 2008-05-10 6 Lagerberg Fogelberg. C, et al, 2004 7 Tonderski. K, et al, 2002:7

Biologisk mångfald våtmarker i jordbruksområden bidrar till ett mer heterogent landskap och generellt sett har ett sådant landskap en större biologiska mångfald med stor variation av livsmiljöer, en så kallad hög habitatheterogenitet, med flera olika typer av habitat än ett ensidigt landskap. 8 Upplevelse våtmarker hyser många olika fågelarter och kan därför fungera som en plats för fågelskådning men även övriga fritids- och friluftsaktiviteter. Våtmarker kan dock vara olämpliga som utflyktsmål då det kan finnas risk för smittspridning om våtmarken behandlar avloppsvatten. Den kan även vara otillgänglig beroende på utformningen och läget i landskapet. 9 Det är svårt att uppnå och samtidigt optimera ovannämnda funktioner och därför är det viktigt att i ett tidigt stadium bestämma anläggningens huvudsakliga syfte. Det är syftet som får styra våtmarkens utformning. 10 2.2.2 Avskiljning av kväve De viktigaste processerna för retention av kväve i våtmarker i jordbrukslandskapet är denitrifikation, upptagning av växter och alger samt sedimentation. Denitrifikation Denitrifikation innebär att kväve i form av nitrat omvandlas till ofarlig kvävgas som avgår till luften. NO 3 NO 2 N 2O N 2 Denna omvandling sker med hjälp av bakterier, denitrifikationsbakterier, som trivs i syrefattiga miljöer med riklig tillgång till organiskt material. Sådana miljöer finns på växters ytor (t.ex. blad och stammar) och kallas biofilm. Biofilmen består av ett tunt lager av bakterier, svampar och mikroalger som kan vara inbäddade i ett lager av geleartade kolhydrater. En riklig och varierad vegetation gynnar därför denitrifikationen. Denitrifikationsprocessen gynnas även av varmare klimat. Till skillnad från sedimentation och upptag av växter så sker en immobilisering av kvävet vilket gör att det försvinner helt från systemet. 11 Omkring 85-95 % av kvävet som kommer från jordbruksmark är nitrat vilket gör att det är främst denitrifikationsprocessen som har betydelse för kväveretentionen i våtmarker inom jordbrukslandskap. Om ofullständig denitrifikation skulle ske är det på grund av lågt ph värde och/eller låg temperatur vilket skulle medföra att processen skulle avstanna och slutprodukterna skulle istället bli nitrit eller lustgas vilket är en skadlig växthusgas (abiotiska faktorer tas även upp under avsnittet 2.3.5). 12 Våtmarkens omsättningstid, näringsbelastning samt hydraulik har stor betydelse för denitrifikationen. Ju längre vattnet uppehåller sig i våtmarken desto mer tid har denitrifikationsbakterierna på sig att reducera inkommande nitrat. Denitrifikationen ökar även vid ökad belastning med nitratkväve. Det är viktigt att den hydrauliska effektiviteten är hög, 8 Jordbruksverket, 2004:75 9 Tonderski. K, et al, 2002:7 10 Feuerbach. P, 1998:3 11 Tonderski. K, et al, 2002:53, 59 12 Jordbruksverket, 2004:17 11

dvs. att det inkommande vattnet når en så stor yta som möjligt så att så många denitrifikationsbakterier kan omvandla kvävet till kvävgas. 13 Upptag av växter, bakterier och alger Växterna tar upp kväve under vår och försommaren och binder in det i sin biomassa. Under hösten bryts växtdelar ner och frigör återigen kvävet till omgivande system. Ett sätt att utnyttja växternas upptag av näringsämnen är att skörda dem innan de bryts ner vilket då förhindrar att kväve frigörs i vattnet. 14 Sedimentation - Sedimenten har stor betydelse för kväveretentionen då de alstrar stora mängder organiskt material som är nödvändigt för denitrifikationsprocessen. 15 2.2.3 Avskiljning av fosfor De huvudsakliga processerna för avskiljning av fosfor i jordbrukslandskapet är främst sedimentation och upptag av växter och bakterier. Sedimentation Sedimentation sker när inkommande vatten når en våtmark med stor volym eller yta. Det gör att vattnet bromsas upp och större organiska och oorganiska partiklar (partikulärt material) i vattnet hinner sjunka till botten vilket kan medföra en retention av fosfor. Resuspension av sediment kan innebära att fosfor frisläpps till vattnet igen vilket kan motverka retentionen. 16 Upptag av växter, bakterier och alger Växterna tar upp fosfor (liksom kväve) under vår och försommar och binder in det i sin biomassa. Under hösten bryts växtdelar ner och frigör återigen fosfor till omgivande system. Ett sätt att bättre utnyttja växternas upptag av näringsämnen är att skörda dem innan de bryts ner vilket då förhindrar att fosfor frigörs i vattnet. 17 2.3 Faktorer En våtmarks reningseffektivitet beror till stor del på vattnets hydraulik (rörelse) i våtmarken samt den hydrologiska belastningen från avrinningsområdet. Förutom hydrauliken och den hydrologiska belastningen finns det ytterligare faktorer som påverkar våtmarkens reningskapacitet. Dessa parametrar beskrivs i avsnitt 2.3.2 2.3.5. 2.3.1 Hydraulisk effektivitet Hydraulisk effektivitet ger uttryck för hur väl det inkommande vattnet fördelas i våtmarken. Hög hydraulisk effektivitet uppnås när det inkommande vattnet fördelas jämnt och sprids ut i våtmarken vilket innebär att stora delar av vattenmassan utnyttjas. I verkligheten används dock inte hela vattenmassan utan det uppstår så kallade döda zoner där vattnet befinner sig utanför flödesriktningen. Detta resulterar i att uppehållstiden förkortas på grund av stillastående vatten. 13 Jordbruksverket, 2004:17 14 Tonderski. K, et al, 2002:51 15 ibid, 2002:55-56, 58 16 ibid 17 ibid, 2002:51 12

Med hjälp av den hydrauliska effektiviteten, λ (ekvation 1), kan en jämförelse göras mellan hur olika utformningar påverkar våtmarkers hydraulik. Detta kan göras med hjälp av ett spårämnesförsök (se nedan avsnitt 5.3). Då bestäms tiden när koncentrationen för spårämneskurvan har nått sitt maximum (eng. peak time, t p ). För att kunna beräkna den hydrauliska effektiviteten divideras maxkoncentrationstiden med den nominella uppehållstiden (t n ). 18 t p (1) t n Enligt J. Persson et al kan hydraulisk effektivitet delas in i tre grupper: - Bra hydraulisk effektivitet ( 0,75) - Tillfredsställande hydraulisk effektivitet (0,5 0,75) - Dålig hydraulisk effektivitet ( 0,5) Med hjälp av dessa riktvärden går det lätt att bestämma vilket hydraulisk effektivitet en våtmark har. 19 2.3.2 Uppehållstid Vattnets teoretiska (nominella) uppehållstid (t) innebär den tid det teoretiskt tar för vattnet att ta sig från inflödet till utloppet om hela våtmarksvolymen utnyttjas och ingen omblandning sker. Den nominella uppehållstiden kan beräknas som kvoten mellan våtmarksvolym (V) och vattenflöde (Q), se ekvation 2. V t (2) Q Den nominella uppehållstiden överensstämmer nästan aldrig med den verkliga utan är alltid längre än medeluppehållstiden. Uppehållstiden kan variera i olika delar av våtmarken på grund av att det uppstår kanalbildningar och zoner där vattnet nästan helt står still. Den verkliga (medel) uppehållstiden kan fås fram med hjälp av ett spårämnesförsök. Ju längre tid vattnet uppehåller sig i våtmarken desto större del av det tillförda kvävet kan reduceras genom denitrifikationsprocessen. 20 Enligt Arheimer, B. et al. bör uppehållstiden vara minst två dygn för att närsaltsavskiljningsprocesser ska hinna verka. 21 2.3.3 Effektiv volym För att bättre kunna förstå förhållandet mellan den nominella uppehållstiden och medeluppehållstiden kan en våtmarks effektiva (verksamma) volym beräknas. 22 Denna påverkas av topografi, vind, vegetationsbestånd, djup och placering av in- och utlopp. Ju större effektiv volym desto längre stannar vattnet i våtmarken vilket i sin tur ger en högre hydraulisk effektivitet. Enligt ekvation 3 beräknas den effektiva volymskvoten (e) som kvoten 18 Tonderski. K, et al, 2002:93-94 19 Persson. J et al, 1999 20 Ekologgruppen AB, 2005 21 Arheimer. B, 2002 22 Persson. J & Wittgren. H. B., 2003 13

mellan medeluppehållstiden (t mean ) och den nominella uppehållstiden (t n ). 23 Medeluppehållstiden (t mean ) kan bestämmas spårämnesförsök (se nedan avsnitt 5.3). t mean e (3) t n 2.3.4 Belastning av näringsämnen Hydraulisk belastning = Enligt ekvation 4 kan den ytspecifika hydrauliska belastningen (q) definieras som den mängd vatten (Q) som tillförs en ytenhet (A) av våtmarken under viss tid (t ex vattenmängd per hektar våtmarksyta och år). Q q (4) A Ytspecifik näringsbelastning = Den mängd (i vikt) av ett näringsämne som tillförs en ytenhet av våtmarken under en viss tid (t ex g N/dygn och ha). Desto högre ytspecifik näringsbelastning en våtmark har ju högre kan den ytspecifika retentionen bli. Den ytspecifika retentionen beror till största delen på våtmarkens storlek, lokalisering i avrinningsområdet samt våtmarkens utformning. Våtmarkers retention - Näringsämnen som avskiljs från vattenmassan genom olika processer, exempelvis växtupptag, denitrifikation och sedimentation. Retentionen av näringsämnen i en våtmark kan uttryckas som absolut eller relativ. Absolut retention = Redovisas i gram (g) eller kilogram (kg) och är mängden inkommande näringsämnen som renas bort i våtmarken. Relativ retention =Redovisas i procent och är andelen av inkommande näringsämnen som renas i våtmarken. 24 2.3.5 Övriga faktorer Övriga fysiska/kemiska faktorer som har en inverkan på en våtmarks reningseffektivitet är abiotiska faktorer som bl. a. temperatur, syrehalt och ph. Temperatur För kväve är de mikrobiella processerna som sker i en våtmark temperaturkänsliga vilket innebär att om en lägre temperatur uppstår, minskar denitrifikationsbakteriernas omvandling av NO 3 - till N 2. Denitrifikationsbakteriernas tillväxt gynnas av en temperatur mellan 15-30 C. 25 Syre Syret påverkar kvävereduceringen i våtmarker. För att denitrifikation ska ske krävs att det är syrefritt i den omgivande miljön. Växternas fotosyntes producerar syre och under dagens ljusa timmar hämmas denitrifikationen på växternas biofilm (yta) på grund av syretillförseln. 26 Syretillgången påverkar även fosformängden i en våtmark. Fosforformen fosfat finns löst i 23 Tonderski. K, et al, 2002:93 24 Jordbruksverket, 2004:12 25 ibid, 2004:16 26 ibid 14

våtmarkens vatten och fosfat binds huvudsakligen till järn- och manganhydroxider som antingen har tillförts vattnet eller bildats i våtmarken. Dessa komplex sedimenterar till botten. Beroende på om våtmarksbottnarna har goda syreförhållanden eller är syrefattiga reagerar komplexen olika. Vid områden men god tillgång till syre stannar komplexet i sedimenten. Har området istället brist på syre reduceras järn- och manganhydroxiderna och fosfatet frigöres återigen. 27 ph Våtmarkers vattenkemi, biologi och de biokemiska omvandlingar som sker i våtmarken påverkas också av vätejonkoncentrationen (H + ). Gällande kväveavskiljningen i våtmarker så arbetar denitrifikationsbakterierna bäst i ph intervall inom 6,5 < ph < 7,5. Vid för lågt ph kan denitrifikationsprocessen stanna av vilket kan resultera i att slutprodukten istället blir nitrit (NO) eller lustgas (N 2 O). 28 ph är också av betydelse för fosfor, då detta påverkar transformation av fosfor mellan många kemiska former och om fosforn befinner sig i löst eller solid fas. Bindningen av fosfat till järn- och manganhydroxider påverkas också av ph. Vid för höga ph-halter (ph över 8) börjar fosfat lösa sig från komplexen även om omgivande miljö har god tillgång till syre. Högt ph bildas vid fotosyntesen hos gröna växter. 29 3. Områdesbeskrivning Detta arbete fokuserar på två våtmarker placerade i olika delar av Västra Götalands län. Den ena, Härstadvåtmarken, ligger i ett lerslättslandskap öster om Trollhättans stad. Den andra våtmarken, i Åmot, är lokaliserad nordost om Brålanda i Melleruds kommun. 3.1 Härstadvåtmarken Härstadvåtmarken är lokaliserad tre kilometer öster om Trollhättans stad i Västra Götalands län (figur 1). Våtmarken ligger i en bäckravin i ett jordbrukslandskap och har konstruerats med syftet att reducera näringsbelastningen på den närliggande sjön Hullsjön. Våtmarken anges vara ca 0,15 hektar stor, ha ett medelvattenflöde omkring 0,033 m 3 s -1 och en genomsnittlig uppehållstid på cirka nio timmar enligt Himmerlands tekniska beskrivning. 30 Medeldjupet i våtmarken anges vara 0,5 meter och maxdjupet 1,5 meter. Våtmarkens vattenvolym anges till ca 900 m 3. Vid högsta vattenföring anges vattenytan kunna stiga med ca 0,3 meter vilket medför att vattenvolymen ökar med cirka 630 m 3. Våtmarkens huvudsakliga inlopp består av ett öppet dike och dess utlopp är en fördämning i form av en järnspont som är cirka meter bred och vid högvatten strömmar vattnet över hela längden. Sponten gör att vandringsmöjligheterna för fisk är begränsade. Vattnet rinner ut i ett stensatt öppet dike för att sedan efter cirka 500 meter rinna ut i Hullsjön och därefter ut i Göta älv. 31 27 Tonderski. K, et al, 2002:62 28 Kadlec. R &Knight.R, 1996:308 29 Tonderski. K, et al, 2002:62 30 Himmerland. A, 2000 31 ibid 15

Våtmarkens avrinningsområde är cirka 250 hektar stort och består främst av åkermark (90 %). Grödorna i området består mestadels av havre samt olika oljeväxter. Korn, vete och vall påträffas även i avrinningsområdet. Avrinningsområdet består främst av matjord och mjälig mullhaltig lera. I avrinningsområdet går det ut 25 enskilda avlopp samt dagvatten från två kilometer måttlig trafikerad landsväg. Dagvatten kommer också till avrinningsområdet från ett mindre samhälle med en bensinstation (utan industri). 32 Vegetation i våtmarken består främst av bredkaveldun (Typha latifolia) samt utspridd bladvass (Phragmites australis). 33 I dagens läge har våtmarken ingen skötsel. Fig 1: Härstadvåtmarkens lokalisering 3.2 Åmotvåtmarken Våtmarken i Åmot är belägen cirka 3,7 kilometer nordost om Brålanda i Åmotbäcken som är ett biflöde till Kroksån (rödmarkerad cirkel i figur 2). Våtmarken är anlagd i en bäckravin och har som syfte att fungera som en närsaltsfälla. Syftet med våtmarken är också att gynna den 32 Himmerland. A, 2000 33 Isaksson. D, 2003 16

biologiska mångfalden samt att utgöra ett positivt inslag i landskapsbilden. Våtmarken är cirka en hektar stor och anges ha ett medelvattenflöde omkring 0,064 m 3 s -1 och en genomsnittlig uppehållstid på 1,22 dygn enligt Hushållningssällskapets tekniska beskrivning för våtmarken i Åmot. 34 Medeldjupet i våtmarken anges till 0,5 meter och maxdjupet en meter. Våtmarkens vattenvolym anges vara ca 5000 m 3. Vid högsta vattenföring anges vattenytan kunna stiga med 0,6 meter vilket resulterar i att vattenvolymen ökar med ca 7100 m 3. Våtmarkens inlopp består av två rör. Under torra perioder rinner vatten endast i det ena röret. Utloppet mynnar ut i en mindre bäck där det finns en lagd järnspont. Våtmarkens avrinningsområde anges vara cirka 350 hektar stort och består mestadels av åkermark. Våtmarkens vegetation består främst bladvass (Phragmites australis) och utspridd bredkaveldun (Typha latifolia). 35 Åmot våtmarken har ingen skötsel idag. Fig 2: Åmotvåtmarkens lokalisering 34 Hushållningssällskapet, 2003 35 ibid 17

4. Kvalitetskriterier för referensvåtmark Aspekter som tas hänsyn till vid anläggning av våtmarker bör även ligga till grund vid val av referensvåtmarker eftersom dessa aspekter kan ha betydelse för våtmarkens reningseffektivitet. Enligt Jordbruksverket finns det olika kriterier som alltid bör beaktas vid anläggande av våtmarker vars syfte är att rena näringsämnen så effektivt som möjligt: Enligt Jordbruksverket finns det olika kriterier som alltid bör beaktas vid anläggande av våtmarker vars syfte är att rena näringsämnen så effektivt som möjligt. - Våtmarken bör ha hög inkommande näringsbelastning i vattnet (t ex i intensivt odlade jordbruksmarker). - Våtmarken bör anläggas där tillrinningsområdet är tillräckligt stort. - Våtmarken bör anläggas på ett sådant avstånd att den har stor inverkan på recipienten. - Våtmarken bör ha en tillräcklig hydrologisk uppehållstid. 36 Ju större tillrinningsområde desto mer näringsämnen kan transporteras till våtmarken och för att få en effektiv närsaltsrening i en våtmark bör tillrinningsområdets areal vara minst 100 gånger så stort som själva våtmarksytan. 37 Det är nödvändigt att anlägga våtmarker där de gör största möjliga nytta för miljön i förhållande till anläggningskostnaden. Vid anläggning av våtmarker måste kostnadseffektiviteten tas hänsyn till och ett riktvärde som ska följas är att det inkommande vattnet bör ha en kvävehalt på minst 5 mg N l -1 för att överhuvudtaget en anläggning för en våtmark gällande kväveretention ska vara motiverad. Andelen åkermark bör vara, enligt Jordbruksverket, minst 70 % för att få medelhalter omkring 5 mg N l -1. Orsaken till detta är att utlakningen av kväve och fosfor är generellt sett större i åkermark än i skogs- och betesmarker. 38 Länsstyrelsens krav på kriterier är att våtmarkens avrinningsområde ska vara minst 50 hektar då våtmarksytan inte bör understiga 0,5 hektar. 39 Det finns olika faktorer i en våtmarks avrinningsområde som påverkar dess näringsbelastning. Dessa faktorer är t ex markanvändning, vilka grödor som odlas, vilken typ av djurhållning som finns, vilken jordart som är befintlig samt om det finns andra närliggande våtmarker. 40 Alla dessa ovannämnda faktorer bör tas hänsyn till vid val av referensvåtmark, då denna ska vara så representativ som möjligt för andra våtmarker. 36 Jordbruksverket, 2004:37-39 37 Hagberg. A, et al, 2004:91 38 Jordbruksverket, 2004:37 39 ibid 40 ibid, 2004:26 18

5. Material och Metoder I detta avsnitt presenteras metoder som använts under arbetets gång för provtagning för tot-n, tot-p, nitrat-n, fosfat-p samt spårämnesförsök. 5.1 Undersökning av tot-n och tot-p Totalkväve innefattar kväve som är direkt tillgängligt för växterna (NO 3 - ) samt kväve som är bundet i organismer och mineraler och inte tillgängligt för alger. Kväveformen ammonium (NH 4 + ) är joniserad ammoniak som delvis kan tas upp av organismer och räknas också in i den totala kvävebelastningen. 41 Genom att bestämma den totala kvävebelastningen och vilka former av kväve som är befintliga kan en uppskattning göras angående kväveupptagets omfattning genom t.ex. denitrifikation eller växtupptag i förhållande till det totala kväveupptaget 42 Totalfosfor innefattar fosfat och organisk och partikulärt bunden fosfor. Fosfat är en fosforform som är direkt tillgänglig för bakterier och gröna växter (alger). Organisk och partikulär fosfor är fosfor bunden till organiskt material eller oorganiska partiklar och är inte direkt tillgängligt för bakterier eller växter. 43 Totalfosfor är en lämplig parameter eftersom fosfor ej kan avgå i gasform, vilket innebär att skillnaden mellan fosformängd i in- och utflöde beror på våtmarkens upptagningskapacitet och inte att ämnet avgår till atmosfären. 44 5.1.1 Datainsamling för tot-n och tot-p Under perioden 28 april till den 16 juni 2008, togs vid 9 tillfällen prover i våtmarken i Härstad samt vid 5 tillfällen vid våtmarken i Åmot. Vid varje provtagningstillfälle i de olika våtmarkerna togs vattenprover i inloppet respektive utloppet. Även temperaturen mättes och vattenföringen uppskattades i utloppet med hjälp av den så kallade volym-tid metoden som innebär att vattnet samlas upp i en behållare och tiden för fyllning till bestämd volym mäts. Tidsperioden mellan provtagningstillfällena varierade mellan en gång till två gånger per vecka. Vattenproverna märktes med dagens datum och frystes därefter. Innan undersökningstillfället tinades proverna och därefter analyserades totalkväve enligt standard AN5202 och totalfosfor enligt standard AN 5241 på en FIASTAR 5000 Analysator (Foss Tecator). 5.2 Undersökning av Nitrat-N och Fosfat-P Nitratkväve (NO 3 - -N) är den mest lättlösliga kväveformen vilket gör det mycket lättåtkomligt för växterna. Trots lättåtkomligheten för växterna assimileras inte allt NO 3 - -N upp utan har en tendens att läcka ut till omgivande vattensystem, som i sin tur kan skapa miljöproblem då kväve är ett tillväxtbegränsande ämne i marina miljöer. 45 Fosfatfosfor (PO 4 -P) är en oorganisk fraktion som påträffas i jonform vilket direkt kan tas upp av växter. Genom att mäta PO 4 -P kan den organiskt och partikulärt bundna fosforn också 41 Torsstensson. H & Ericsson. U, 2004 42 Weisner. S, 2008-08-29, personlig referens 43 Torsstensson. H & Ericsson. U, 2004 44 Boström. S, 2000 45 Tonderski. K, et al, 2002:42 19

beräknas genom att subtrahera tot-p med PO 4 -P. Det kan vara bra att se hur stor andel av tot-p som är i jonform respektive bunden till partiklar eller organiskt material för att sedan kunna bedöma hur mycket fosfor våtmarken kvarhåller genom sedimentation eller växtupptag. 46 5.2.1 Datainsamling för NO 3 - -N och PO 4 -P Under perioden 3-16 juni, togs vid 3 tillfällen 6 prover i våtmarkerna vid Härstad respektive Åmot. Vid varje provtagningstillfälle i de olika våtmarkerna togs två vattenprover i inloppet respektive utloppet. Temperaturen och vattenflödet uppskattades även vid utloppet. Provtagningen utfördes en gång per vecka. Proverna filtrerades med ett GFC-filter innan de hälldes i provflaskorna. Vattenproverna märktes med dagens datum och frystes därefter. Innan undersökningstillfället tinades proverna och därefter analyserades nitratkvävet enligt standard AN5201 och fosfatfosfor enligt standard AN5240 på en FIASTAR5000 Analysator (Foss Tecator). 5.3 Spårämnesundersökning med litium Ett spårämnesförsök utförs genom att tillsätta ett spårämne till det aktuella systemets inlopp vid en viss tidpunkt och koncentrationen av ämnet mäts sedan vid utloppet för att erhålla våtmarkens omsättningstid. Genom att studera ett spårämnes rörelse genom en våtmark och tiden det tar för spårämnet att rinna genom våtmarken kan den verkliga medeluppehållstiden (t mean ) beräknas. 47 Spårämnets koncentration i utloppet blir en funktion av tiden som kan illustreras i form av en genombrottskurva, se fig 3. Fig 3: Exempel på ett resultat från en spårämnesundersökning. Diagrammet visar hur spårämneskoncentrationen varierar i utgående vatten med tiden. 48 Den vertikala röda linjen i figur 3 representerar mängden spårämne (335/enhet-vikt) i utloppet i januari 2001 och den horisontella röda linjen (0,65/enhet-tid) i samma figur visar hur lång tid det tog för spårämnet att nå maximal koncentration i utloppet. Kunskap om vattnets 46 Weisner. S, 2008-08-29, personlig referens 47 Kadlec. R & Knight.R, 1999:240-243 48 Persson. J & Pettersson. T, 2006 20

verkliga uppehållstid i våtmarken är mycket viktig för att utvärdera dess funktion och effektivitet som näringsfälla. 49 Ett bra spårämne ska vara stabilt och transporteras med vattnet genom våtmarken utan att avdunsta eller adsorberas till partiklar i vattnet, sedimenten, botten eller mätinstrumenten. Det får inte heller ske en kemisk reaktion med dessa ytor eller atmosfären. Spårämnet får inte vara skadligt för miljön eller hälsofarligt för människor. Litium- och bromidjoner har dessa egenskaper och är föreningar som brukar användas som spårämne. 50 Fig 4: Spårämneskoncentrationskurva där t p (t peak ) är tiden för maximal koncentration i utflödet, t m (t mean ) är medeluppehållstiden och t n är den nominella (teoretiska) uppehållstiden. 51 I avsnitt 2.3.2 förklaras vad en våtmarks uppehållstid innebär och där beskrivs skillnaden mellan medeluppehållstid och nominell uppehållstid samt spårämnesundersökningars betydelse gällande bestämning av våtmarkers hydrauliska effektivitet. Med hjälp av spårämnesunderökningar kan man visa att den nominella uppehållstiden alltid är längre än medeluppehållstiden, se figur 4. 52 5.3.1 Datainsamling Spårämnesundersökning Litium valdes som spårämne till spårämnesundersökningen och två kilo litium blandades och löstes upp i en 10 liters hink. Litiumlösningen hälldes ut i vattendraget på kvällen den 19 maj 2008. Under perioden 20 maj till 13 juni, togs prover vid 28 tillfällen i Härstad våtmarkens utlopp. Vid varje provtagningstillfälle mättes vattentemperatur och vattenföring. Ett lågt ph är nödvändigt för att undvika att litiumkloriden fälls ut och alla provflaskor var då preparerade med två droppar HNO 3. Efter det att två kg litiumklorid släppts ut i inloppet togs de nio första proverna med ett intervall av åtta timmar de tre första dygnen. Därefter togs fyra prover med ett intervall av 12 timmar för att sedan endast ta ett prov varje dygn tills sista provtagningstillfället. Vattenproverna märktes med dagens datum och ordningsföljd. Litiumkloriden analyserades med våglängden 670 nm, enligt standard 3500-Li LITHIUM med hjälp av atomabsorptionspektrofotometern Varian SpectrAA*100. 49 Persson. J & Pettersson. T, 2006 50 Kadlec. R & Knight.R, 1999:242 51 Persson. J & Wittgren. H. B., 2003 52 ibid 21

6. Resultat I avsnitt 6.1 redovisas och förklaras beräkningar för våtmarkerna i Härstad och Åmot gällande den absoluta respektive relativa retentionen, ytspecifika belastningen samt ytspecifika retentionen för kväve och fosfor. I avsnittet redovisas även vilka former av kväve respektive fosfor som är befintlig. Resultatet från spårämnesundersökningen tas upp i avsnitt 6.2. 6.1 Avskiljning av kväve och fosfor Enligt Naturvårdsverkets Bedömningsgrunder för miljökvalitet-sjöar och vattendrag (bilaga 3, figur 22) innebär tot-n koncentrationer över 5 mg l -1 att vattnet har extremt höga halter. 53 Denna halt i inkommande vatten har Jordbruksverket rekommenderat som kriterium för att anlägga våtmarker i jordbrukslandskapet. Tabell 1 visar att halten tot-n i inkommande vatten i Härstad inte uppnår kriterierna och överstiger därför inte koncentrationen 5 mg l -1. Den 27 maj 2008 påträffas dock ett undantag då halten kväve uppmättes till 5,59 mg l -1. Detta kan troligtvis ses som ett fel i provtagningen då värdet skiljer sig markant från de andra värdena. I samma tabell visas att inkommande tot-n halt i Åmotvåtmarken inte heller uppnår rekommendationen omkring 5 mg N l -1 som Jordbruksverket satt upp. För att kunna bedöma förutsättningarna för kväveretention genom denitrifikation har NO - 3 -N koncentrationer analyserats. Exempelvis var koncentrationen tot-n i Härstadvåtmarkens inlopp den 9 juni 2008, 2,2 mg l -1 och NO - 3 -N var 1,46 mg l -1 (figur 18 i bilaga 2). Detta innebär att den okända kväveformen har en koncentration omkring 0,74 mg l -1. I genomsnitt var andelen NO - 3 -N 66 % av tot-n vid de tre tillfällen som båda fraktionerna analyserades (tabell 1). Slutsatsen av detta är att större delen av kvävet som kommer in i våtmarken i Härstad består av NO - 3 -N som kan omvandlas av denitrifikationsbakterier till N 2. I Åmotvåtmarken är den inkommande halten NO - 3 -N i princip noll (figur 21 i bilaga 2). Det - finns alltså inget NO 3 i inkommande vatten till denna våtmark vilket innebär att ingen nämnvärd denitrifikation kan ske. Tabell 1: Medelkoncentrationen av tot-n och tot-p samt andelen PO 4 och NO 3 av respektive ämne i inloppet i våtmarkerna i Härstad och Åmot, under perioden 14 maj 16 juni, 2008 Kvävekonc. (mg/l) Fosforkonc. (µgram/l) Andel PO 4 (%) av tot-p Andel NO 3 (%) av tot-n Härstad 2,4 245,4 63 66 Åmot 1,1 470,2 87 0,9 Enligt Bedömningsgrunder för miljökvalitet-sjöar och vattendrag (bilaga 3, figur 23) innebär totalfosforhalter över 100 µg l -1 extremt höga koncentrationer. 54 Våtmarkerna i Härstad och i Åmot har i inkommande vattnet mycket höga tot-p halter. Tabell 1 visar att Härstadvåtmarken har en medelkoncentration tot-p i inkommande vatten omkring 245 µg l -1 och våtmarken i Åmot har en dubbelt så stor medelkoncentration tot-p i inkommande vatten, 470 µg l -1. Detta är höga koncentrationer som kan motivera våtmarkerna i Härstad och Åmot. 53 Naturvårdsverket, Rapport 4913 54 ibid

För att kunna beräkna de olika fosforformerna och dess andel i den totala fosforkoncentrationen har PO 4 -P koncentrationer analyserats för tre tillfällen. Differensen mellan tot-p och PO 4 -P kan till stor del antas vara partikulärt bundet fosfor. Exempelvis i Härstadvåtmarken, den 3 juni 2008, var koncentrationen tot-p i inloppet i 231 µg l -1 och PO 4 - P var 134 µg l -1 (figur 19 i bilaga 2). Fosforkoncentrationen i inkommande vatten i Åmotvåtmarken (figur 17 i bilaga 2), den 10 juni 2008, uppmättes till 707 µg l -1 varav 539 µg l -1 bestod av PO 4 -P (figur 20 i bilaga 2). I genomsnitt över tre provtagningstillfällen var andelen PO 4 -P 63 % av tot-p i Härstadvåtmarken och 87 % i Åmotvåtmarken (tabell 1). Detta innebär, om övrigt P antas vara partikulärt bundet, att partikulärt P utgjorde 37 % av tot-p i Härstadvåtmarken och 13 % av tot-p i Åmotvåtmarken. 6.1.1 Absolut retention Kväve: Enligt figur 5 uppmättes i Härstadvåtmarken, den 27 maj 2008, den högsta absoluta kväveretentionen (182 g N dygn -1 ) (figur 5) och i våtmarken i Åmot uppskattades ungefär samtidigt den högsta absoluta retentionen av kväve den 26 maj 2008 (68 g N dygn -1 ) (figur 6). Den genomsnittliga absoluta retentionen under samma period var för Härstad 58,7 g N dygn -1 och Åmot endast 8,9 g N dygn -1. Hög belastning är en förutsättning för en hög absolut retention och detta bör ha bidragit till den högre absoluta retentionen i Härstadvåtmarken. Absolut retention Kväve Härstad (g N/d) Absolut rete 200 150 100 50 0 17-maj 22-maj 27-maj 01-jun 06-jun 11-jun 16-jun 21-jun Tid (datum) Serie1 Fig 5: Den absoluta kväveretentionen i Härstadvåtmarken under perioden 19 maj 16 juni, 2008. Absolut retention Kväve Åmot (g N/d) Absolut rete 80 60 40 20 0-20 12-maj 17-maj 22-maj 27-maj 01-jun 06-jun 11-jun 16-jun 21-jun -40-60 Tid (datum) Serie1 Fig 6: Den absoluta kväveretentionen i Åmotvåtmarken under perioden 14 maj 16 juni, 2008. 23

Absolut retention Fosfor Härstad (g P/d) Absolut retention 12 10 8 6 4 2 0-2 17-maj 22-maj 27-maj 01-jun 06-jun 11-jun 16-jun 21-jun Tid (datum) Serie1 Fig 7: Den absoluta fosforretentionen i Härstadvåtmarken under perioden 19 maj 16 juni, 2008. Fosfor: I Härstadvåtmarken uppmättes den 19 maj 2008 den högsta absoluta fosforretentionen (9,94 g P dygn -1 ) (figur 7) och några veckor senare (10 juni, 2008) uppskattades den högsta absoluta fosforretentionen i Åmotvåtmarken (26 g P dygn -1 ) (figur 8). Den genomsnittliga absoluta fosforretentionen under samma period var för Härstad 3,6 g P dygn -1 och Åmot 11 g P dygn -1. Absolut retention Fosfor Åmot (g P/d) Absolut reten 30 25 20 15 10 5 0-5 12-maj 17-maj 22-maj 27-maj 01-jun 06-jun 11-jun 16-jun 21-jun Tid (datum) Serie1 Fig 8: Den absoluta fosforeretentionen i Åmotvåtmarken under perioden 14 maj 16 juni, 2008. 6.1.2 Relativ retention Kväve: Den relativa kväveretentionen skilde sig tydlig åt mellan de båda våtmarkerna. Under den aktuella perioden hade det inkommande kvävet till Härstad en genomsnittlig relativ retention omkring ca 53,4 % (figur 9). I samma figur illustreras Åmots relativa kväveretention (3,1 %) vilket var betydligt lägre än kväveretentionen i Härstad. 24

Relativ retention i Härstad och Åmot 60,0% Retentionsgra 50,0% 40,0% 30,0% 20,0% 10,0% Härstad Åmot 0,0% Fosofor (%) Kväve (%) Näringsämnen Fig 9: Relativ retention under perioden 14 maj 16 juni, 2008, baserat på genomsnittlig absolut belastning och genomsnittlig absolut belastning vid provtagningstillfällena i respektive våtmark. Hög belastning är en förutsättning för en hög absolut retention men hög ytspecifik belastning kan förväntas att ge en lägre relativ retention. Orsaken är att en större proportion näringsämnen procentuellt hinner slinka förbi och hinner därför inte renas. Den ytspecifika kvävebelastningen var högre i Härstad än i Åmot (figur 10), men var den relativa retentionen förhållandevis hög vilket innebär att kvävet inte slinker förbi utan uppehåller sig i våtmarken tillräckligt länge så att det renas. Fosfor: Enligt figur 9 skilde den relativa fosforretentionen sig också åt mellan våtmarkerna men dock inte lika mycket som kväveretentionen. Under provtagningsperioden hade Härstad en nästan 3 gånger så hög genomsnittlig relativ fosforretention (32,5 %) än Åmot (11,4 %). Hög ytspecifik belastning förväntas ge en lägre relativ retention och Åmots något högre ytspecifika fosforbelastning (figur 10) kan ha bidragit till en lägre relativ retention än i Härstad. Detta innebär att det hinner slinka förbi fosfor i Åmot som inte renas. 6.1.3 Ytspecifik belastning respektive retention av kväve och fosfor Genomsnittlig belastning och retention för kväve i Härstad och i Åmot Ytspecifik belastning & reten N/d,ha 800 700 600 500 400 300 200 100 0 Ytspecifik belastning Ytspecifik retention Härstad Åmot Fig 10: Genomsnittlig ytspecifik belastning och retention för kväve i respektive våtmark, perioden 14 maj 16 juni, 2008. Kväve: Figur 10 visar, under perioden 14 maj till 16 juni, 2008, att Härstadvåtmarken har en betydligt högre ytspecifik kvävebelastning än vad våtmarken i Åmot har. Detta kan bara delvis förklara den extremt mycket lägre ytspecifika retentionen i Åmot. En starkt bidragande 25