Systemekologiska institutionen Stockholms universitet

Bedömning av miljötillstånd för närsalter och plankton i Norra Östersjöns Vattendistrikts kust- och övergångsvatten test av preliminära bedömningsgrunder Rapport 2006-02-13, version 1.1 Foto: Jakob Walve Jakob Walve och Ulf Larsson Systemekologiska institutionen

Bedömning av miljötillstånd för närsalter och plankton i Norra Östersjöns vattendistrikts kust- och övergångsvatten test av preliminära bedömningsgrunder Slutrapport 2006-02-13, version 1.1 Jakob Walve och Ulf Larsson Systemekologiska institutionen, 1. Inledning Systemekologiska institutionen,, har av Svealands Kustvattenvårdsförbund (KVVF) och Vattenmyndigheten för Norra Östersjöns Vattendistrikt fått uppdraget att i enlighet med EUs Vattendirektiv göra en bedömning av miljötillståndet i regionens kust- och övergångsvatten. Bedömningen har baserats på preliminära bedömningsgrunder för fysikaliskt/kemiska fakorer och växtplankton. Enligt Vattendirektivets krävs en kartläggning och analys av kustzonens alla vattenförekomster (havsområden enligt SMHIs register, Fig. 4. och Appendix 1 och 2) i enlighet med VFF 2004:660. Klassificering av varje vattenförekomsts ekologisk status krävs för att bedöma om risk föreligger att god ekologisk status inte uppnås till 2015. Den ekologiska statusen ska bedömas enligt en femgradig skala: hög (H), god (G), måttlig (M), otillfredsställande (O) och dålig (D). Gränsen mellan god och måttlig status (GM) är mest avgörande, då åtgärder måste vidtas för att uppnå minst god status. Klassificeringen ska baseras på bedömningsgrunder för typområdet (Fig. 5) vattenförekomsten ingår i. Redan innan Vattendirektivet började gälla fanns framtagna bedömningsgrunder för svenska kustvatten (Naturvårdsverket rapport 4914). I dessa bedömningsgrunder redovisas jämförvärden som i princip motsvarar Vattendirektivets s k referensvärden, dvs de förhållanden som skulle råda i nära opåverkat vatten. De gamla bedömningsgrundernas indelning i så kallade avvikelseklasser är baserad på en statistisk indelning av ett stort dataunderlag från hela den svenska kusten. I och med att klassning enligt Vattendirektivets ska utgöra underlag för åtgärder (för att vidmakthålla eller för att uppnå minst god status) ställs krav på att både referensvärden och klassgränser är relevanta. Klassningen skall främst ske med hjälp av biologiska variabler och enligt principen one out, all out. Detta ställer mycket stora krav och ett omfattande arbete pågår i Sverige och övriga Europa för att ta fram för Vattendirektivet relevanta bedömningsgrunder. Enligt vattendirektivet ska i första hand de biologiska parametrarna (Växtplankton, Bottenfauna och Makrofyter) vara styrande vid statusbedömningen, medan fysikalisk/kemiska faktorer (t ex närsalter) ska vara stödjande. För bottenfauna pågår i Sverige utveckling av ett index baserat på arternas känslighet (för övergödning). För växtplankton har fokus lagts på biovolym och klorofyll, medan artsammansättning tills vidare används kvalitativt som underlag för expertbedömning. För makrofyter pågår utvecklingen av en bedömningsgrund. I det här arbetet har tillgängliga preliminära bedömningsgrunder för fysikaliskt/kemiska faktorer och klorofyll (som proxy för växtplanktonbiomassa) använts för att bedöma miljötillståndet i kustvatten i Norra Östersjöns Vattendistrikt. Bedömningen har baserats på data från KVVFs karteringar av vattenkvaliteten i området. Data från karteringarna innefattar även växtplanktonbiovolym men från färre stationer och har ej använts i detta arbete.

De preliminära bedömningsgrunder som tagits fram (växtplankton och klorofyll: Samuelsson et al. (2004), vattenkemi: Sahlsten och Hansson (2004)), revideras för närvarande i projekt som utförs av SMHI (Hansson och Håkansson 2005), UMF och Systemekologiska institutionen (beräknas vara slutförda i slutet av februari 2006). Bedömningsgrunderna i Sahlsten och Hansson (2004) har ej använts då de är baserad på en statistisk klassning av data framtagna under redan eutrofierade förhållanden. Detta förfaringssätt utgår från att de lägsta halterna som uppmätts motsvarar referensförhållanden vilket inte behöver vara fallet. I den här rapporten har principen i Hansson och Håkansson (2005), med viss modifikation (se under metoder nedan), använts för att uppskatta referensvärden och statusklassa vattenförekomsterna med avseende på sommar- och vinterhalter av totalkväve och totalfosfor liksom vinterhalter av de oorganiska formerna av kväve och fosfor. Referensvärden och klassgränserna i Samuelsson et al. (2004) har använts för att klassa klorofyll på motsvarande sätt. Den preliminära statusen på bedömningsgrunderna gör att det här redovisade arbetet främst är ett test av de preliminära bedömningsgrunderna och inte en färdig klassning av vattenkvalitet. I arbetet har en granskning gjorts av referensvärdenas och klassgränsernas rimlighet, och behovet av fortsatt utvecklingsarbete diskuteras. Arbetet ger ändå en indikation på vilka områden som är tydligt påverkade av lokal belastning. I rapporten diskuteras också om de föreslagna typområdena är lämpliga och om det finns brister i havsområdesindelningen. 2. Metoder och Data Tabell 1. Definitioner av använda förkortningar och begrepp. Begrepp Definition H Hög status G God status M Måttlig status O Otillfredsställande status D Dålig status HG Gräns mellan H och G GM Gräns mellan G och M (=gräns för acceptabel påverkan) MO Gräns mellan M och O OD Gräns mellan O och D Rv Referensvärde (nära opåverkade förhållanden) N Kväve P Fosfor DIP Löst oorganisk fosfor (dissolved inorganic phosphorus) dvs PO4-P DIN Löst oorganiskt kväve (dissolved inorganic nitrogen), dvs summan av NO2+NO3-N och NH4-N NH4-N Ammoniumkväve NO2+NO3-N Nitrit+nitratkväve Tot-N Totalhalt av kväve Tot-P Totalhalt av fosfor µm Mikromolar (mikromol per liter) 1 µm kväve = 14 µg/l 1 µm fosfor = 31 µg/l PO4-P Fosfatfosfor

2.1 Data I det här arbetet har data från KVVFs sommarkarteringar (2001, 2004 och 2005) och vinterkartering (2002) använts (se www.kustdata.su.se). Vattenprover togs i augusti i ytan på ca 190-220 stationer fördelade så att nära nog alla vattenförekomster (några havsområden har tillkommit efter att undersökningen planerades, Havsområden enligt SMHI) har en till flera stationer (Appendix 1, Fig 4). Analys av näringsämnen skedde samma dag som proverna togs. Vattenprover för klorofyll filtrerades (1-2 liter) inom några timmar och filtren förvarades frysta fram till analys. Salthalt mättes med CTD-sond eller salinometer. Provtagning och analys är ackrediterad av Swedac. Detaljerad information om analysmetoder finns i Appendix 3. Data finns lagrade i KVVFs databas. 2.2 Principer för bestämning av referensförhållanden Bedömningsgrunderna utgår från referensvärden som ska representera av människan nära nog opåverkade förhållanden. Utifrån framtagna klassgränser (gränser för avvikelser från referensvärdet) bedöms sedan statusen. En svårighet är att förhållandena i kustvattnen naturligt skiljer sig från de i öppna Östersjön. Naturlig tillförsel av näringsämnen och olika vattenomsättningstid gör att ett referensvärde för öppna Östersjön inte rakt av kan användas för kustvattnen. I samarbete med SMHI har principen att använda salthalten som normerande faktor tagits fram i ett försök att ta hänsyn till att sötvattenspåverkade områden naturligt har högre näringsnivåer, speciellt av kväve. Modellen kan potentiellt också användas för att ta hänsyn till att öppna Östersjön, särskilt i uppvällningsområden, kan vara mycket fosforrik. I den preliminära bedömningsgrunden (Hansson och Håkansson 2005) används framtagna referensförhållanden för tot-n i utsjön och i tillrinnande sötvatten tillsammans med en enkel blandningsmodell för söt- och saltvatten (se nedan) för att uppskatta referensförhållandena i områden med intermediär salthalt. Empiriska relationer mellan tot- N och siktdjup, tot-p och siktdjup, och klorofyll och siktdjup, används av Hansson och Håkansson (2005) för att ta fram motsvarande referensvärden för siktdjup och klorofyll. Dessa empiriska relationer har inte använts i detta arbete. Referensvärden för klorofyll har istället hämtats från Samuelsson et al. (2004). Blandningsmodellen är bäst anpassad till vinterförhållanden då den biologiska aktiviteten är liten. Modellen tar inte hänsyn till den naturliga retentionen (självreningen) i kustvattnen och tenderar därför att överskatta referensvärdena under sommaren i områden med sötvattenspåverkan. Modellen tar å andra sidan inte heller hänsyn till att den motsatta processen också kan vara verksam, dvs att näring återförs från bottnarna till vattenmassan, vilket har störst betydelse i grunda områden. En del näringsämnena kan dessutom häröra från uppslammat material från bottnarna. För sommarsituationen bör modellen om möjligt utvecklas för att kompensera för sådana effekter. Bedömningsgrunden för klorofyll (Samuelsson et al. 2004) baseras för typområde 14 på mätningar under perioden jun-aug för 0-20 m djup. Ett motsvarande referensvärde för ytvattenprov skulle ligga på en något högre nivå. Detta gör att klassificeringen för det yttre området utifrån data använda i detta test kommer att ge en status som är något sämre än om data från 0-20 m djup använts. Hänsyn till detta måste tas vid en diskussion om referensvärdets lämplighet utifrån data använda i detta arbete. 2.2.1 Referensförhållanden i utsjön Historiska data som kan visa på referensförhållanden i öppna Östersjön finns främst för siktdjup (t ex. Sandén och Håkansson 1996 och Laamanen et al. 2004). Dessa visar på en siktdjupsminskning i öppna Östersjön sedan första halvan av 1900-talet. Denna siktdjupsminskning sammanfaller också med att blåstångens djuputbredning har minskat

(Kautsky et al. 1986). Vissa svenska DIN- och DIP-data från vintern finns också från 60- talet som visar på betydligt lägre halter än idag och som kan tjäna som vägledning vid bestämning av referensvärden (Fig. 1). Fosfor 1951 Kväve?? Fig. 1. Miljöövervakningsdata från Gotlandsdjupet. Från Fonselius, SMHI-rapport. Siktdjupsdata i kombination med relationer mellan siktdjup och totalkväve och klorofyll har använts för att ta fram referensvärden för totalkväve och klorofyll i utsjön (tex Larsson och Elmgren 2004 för totalkväve). Arbetet med att uppskatta rimliga referensvärden är ej slutfört utan pågår inom uppdraget att ta fram nya bedömningsgrunder. Nedan anges referensvärden som hämtade från några relevanta arbeten. Sommarvärden Hansson och Håkansson (2005): N. Eg Östersjön: Tot-N 17 µm; Tot-P 0,50 µm (expertbedömning då relation P-siktdjup ej är signifikant); Klorofyll a 1.1 µg/l (hänvisning till Andersen et al. 2005). Södra Bottenhavet: Tot-N 12µM (=168 µg/l); Tot-P 0,25 µm (=7,8 µg/l); Klorofyll a 0,9 µg/l. Samuelsson et al. (2004): N. Eg Östersjön: Tot-N 16,4-17,2 µm (Utifrån relationer till siktdjup); Klorofyll a 1,0 µg/l i typområde 14 och 15. S. Bottenhavet: Klorofyll a 1,3 µg/l i typområde 17. Se även Tabell 4. Larsson och Elmgren (2004): N. Eg Östersjön: Tot-N 12,5 µm som nedre gräns, troligen kring 14 µm (Utifrån relationer till siktdjup); Tot-P Inget värde pga icke signifikant relation. Bottenhavet: Tot-N något högre än för Eg. Östersjön; Tot-P: 0,12-0,14 µm. Vinternvärden Hansson och Håkansson (2005): N Eg Östersjön: DIP 0,25 µm; DIN 3,0 µm (med hänvisning till Andersen et al. 2005), Tot-N 19 µm, Tot-P 0,49 µm (utifrån empiriska DIN tot-n och DIP tot-p relationer). S Bottenhavet: för N samma som i Eg Östersjön; DIP 0,20 µm, tot-p 0,42 µm.

2.2.2 Referensförhållanden i tillrinnande sötvatten Referensvärden har tagits fram från TRK-data (projektet transport, retention, källfördelning. Maja Brandt pers komm, Brandt och Ejhed 2003) och sammanställts av Hansson och Håkansson (2005). Ungefär samma värden har tagits fram för tillrinnande sötvatten i Södra Bottenhavet (N: 310 µg/l; 22,47 µm) och för Stockholms skärgård (320; 23,02), medan värdet är högre för Södermanland (470; 33,8). För P är använt 0,4 µm (12,4 µg/l) för alla områden då bra modelldata för P saknas. Utveckling av modellerna för P pågår dock. Modellberäknade DIN (och DIP)-halter under vintern saknas. En första uppskattning kan göras utifrån relationen mellan DIN och tot-n resp. DIP och tot-p i det avrinnande vattnet från Mälaren (Fig. 2) tillsammans med modellberäknade tot-n halter (TRK) och uppskattade tot-p halter. Norrström, dec-feb Norrström, dec-feb 700 35 600 30 500 25 DIN (µg/l) 400 300 DIP (µg/l) 20 15 200 y = 0.4901x - 39.925 100 R 2 = 0.7004 0 0 200 400 600 800 1000 1200 1400 Tot-N (µg/l) 10 5 0 y = 0.6971x - 0.3795 R 2 = 0.5776 0 10 20 30 40 50 Tot-P (µg/l) Fig 2. Samband mellan DIN och tot-n, resp DIP och tot-p (µg/l) i Mälarens utlopp (Norrström) under vintern (dec-jan 1989-2004, n=197). Data från Stockholm Vatten, KVVFs databas. I jämförelse med de modellberäknade värdena är dagens halt i Mälarens utlopp (Centralbron) inte mycket högre och var i jul-aug 2004 så låg som ca 400 µg/l tot-n (Lännergren et al. 2005), vilket var ett år med normala (aug) eller något högre flöden än normalt (juli). Ett högt flöde medför normalt högre kvävenivåer än vid lägre flöden. Enstaka värden kring 350 µg/l finns uppmätta från de veckovisa provtagningarna. Sommarmedelhalten av tot-p 2004 var ca 17 µg/l med enstaka värden kring 13-14 µg/l. Tot-N koncentrationen var i jan-feb 2004 ca 500 µg/l. Även i Dalälven är sommarhalten av tot-n ca 400 µg/l även om det finns en del värden mellan 250-300 µg/l (Data 1987-2004 från SLU). Sommarhalten av tot-p är ca 21 µg/l med en hel del värden ned till 14 µg/l (Data 1965-2004). Vinterhalten av tot-n är ca 470 µg/l med en hel del värden mellan 300-400 µg/l. En viss uppgång i vinterhalten av DIN skedde under 60- och 70-talet från ca 150 till 230 µg/l. Tot-P-halten under vintern visar en tendens till minskning mellan 1968-2004 och ligger de senaste tio åren ofta nedåt 8 µg/l, dvs betydligt lägre än under sommaren. DIP-halten har ett medelvärde på 3.8 µg/l, ett medianvärde på 3 och är ofta så låg som 1-2 µg/l. Även om Dalälven kan vara representativ för huvuddelen av sötvattentillförseln till S Bottenhavet, är det möjligt att bakgrundsnivåerna ligger något högre i de mindre vattendrag som mynnar längre söderut i typområde 16. I Nyköpingsån är halterna betydligt högre. Vid SLUs mätstation en bit upp i Nyköpingsån (Spånga) är vinterhalten av tot-n ca 700-1100 µg/l (Data 1987-2005). DINhalten varierar kraftigt, mellan ca 150-500 µg/l från slutet på 80-talet. Tidigare, framförallt under 70-talet, återfinns en hel del värden under 100 µg/l.

2.2.3 Val av referensscenarier Utifrån tillgängliga referensvärden gjordes ett antal scenarier (Tabell 2, 3 och 4) med olika referensvärden för att testa effekten av osäkerheterna på resultatet. I några fall har som jämförelse samma referenshalt använts i hela området, dvs. utsjöhalt men utan förhöjning pga sötvattenstillförsel. Tabell 2. Testade scenarier med olika sommarreferenshalter av tot-n och tot-p i µmol/l (µg/l inom parantes) i söt- och saltvatten. Salthalt i eg Östersjön har satts till 6.5 och i S Bottenhavet till 5.5, dvs en enhet lägre i båda områdena än i Hansson och Håkansson (2005). Ref-scenario TotN och TotP sommaren Tot-N Söt Tot-N Salt Tot-P Söt Tot-P Salt LL (låg-låg). Eg. Östersjön 23 (322) 15 (210) 0.4 (12.4) 0.2 (6.2) LL (låg-låg). S. Bottenhavet 23 (322) 14 (196) 0.4 (12.4) 0.2 (6.2) LH (låg-hög). Eg. Östersjön 23 (322) 17 (238) 0.4 (12.4) 0.3 (9.3) LH (låg-hög). S. Bottenhavet 23 (322) 16 (224) 0.4 (12.4) 0.25 (7.8) HL Eg. Östersjön 34 (476) 15 (210) HL S. Bottenhavet 30 (420) 14 (196) HH Eg. Östersjön 34 (476) 17 (238) HH S. Bottenhavet 30 (420) 16 (224) Tabell 3. Testade scenarier med olika vinterreferenshalter av tot-n, tot-p, DIN och DIP i µmol/l (µg/l inom parantes) i söt- och saltvatten. Salthalt i eg Östersjön har satts till 6.5 och i S. Bottenhavet till 5.5, dvs en enhet lägre i båda områdena än angivet i Hansson och Håkansson (2005). Ref-scenario vinter Tot-N Sötv. Tot-P Sötv. DIN Sötv. DIP Sötv Tot-N Salt Tot-P Salt DIN Salt DIP Salt LL Eg. 23 0.4 8 0.25 16 0.25 1 0.1 Östersjön LL S. 23 0.4 8 0.25 15 0.2 1 0.1 Bottenhavet LH Eg. 23 0.4 8 0.25 19 0.35 2 0.2 Östersjön LH S. Bottenhavet 23 0.4 8 0.25 18 0.3 2 0.2 Tabell 4. Testade referensscenarier för klorofyll a. (Typområden redovisas på karta i Fig. 5) Ref-scenario Typ 24 Typ12 Typ 14 Typ 15 Typ 16 Typ 17 klorofyll Sam 2 2 1 1 1.5 1.3 L12 2 1.5 1 1 1.5 1.3

2.2.4 Blandningsmodell En enkel blandningsmodell för sötvatten och saltvatten ger möjlighet att grovt uppskatta referensvärden för tot-n för mellanliggande salthalter i skärgården. Hansson och Håkansson (2005) har delat in i salthaltsintervall och bestämt tot-n-nivåer för dessa, men i detta arbete har relationen (se exempel i Fig. 3) använts för att ta fram ett referensvärde för varje uppmätt salthaltsvärde under karteringarna. En lägre salthalt, anpassad till faktiska förhållanden i utsjön, valdes än i i Hansson och Håkansson (2005) (Tabell 2). Referensvärden för Tot-N Referensvärden för Tot-P tot-n (µm) 40 35 30 25 20 15 10 5 0 y = -2.1x + 33.8 y = -0.8027x + 23.02 y = -1.6108x + 22.47 0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 Salthalt V eg Östersj N eg Östersj S Bottenhavet Tot-P (µm) 0.6 0.5 0.4 0.3 0.2 0.1 0 y = 0.0133x + 0.4 y = -0.0231x + 0.4 y = 0.0125x + 0.4 0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 Salthalt V eg Östersj N eg Östersj S Bottenhavet Fig. 3. Exempel på referensvärdenas beroende av salthalten enligt Hansson och Håkansson (2005) 2.2.5 Empiriska relationer Relationen mellan Tot-N och siktdjup (ev. Tot-P och siktdjup) har använts för att uppskatta motsvarande referensvärden för siktdjup. Relationen mellan siktdjup och klorofyll har använts för att uppskatta motsvarande värden för klorofyll (Hansson och Håkansson 2005). Arbetet med de empiriska relationerna med karteringsdata pågår och i den här rapporten har dessa relationer inte använts. Klassningen har gjorts utifrån Tot-N och Tot-P enligt principerna i 2.2.1-2.2.4, och för klorofyll enligt Samuelsson et al. (2004). 2.3 Klassgränser Enligt vattendirektivet definieras måttlig störning av växtplanktonbiomassan som att förekomsten är måttligt påverkad och kan förorsaka en betydande oönskad påverkan på värdena för andra biologiska och fysikalisk-kemiska kvalitetsfaktorer. Den acceptabla nivån bör alltså bestämmas utifrån effekten i ekosystemet, t ex påverkan på syrenivåerna i bottenvattnet. Även den direkta effekten av växtplankton, som (giftiga) algblomningar eller allmänt oönskad grumling av vattnet skall också vägas in. (Det kan noteras att det står oönskad påverkan, dvs det är en definitionsfråga). Denna gräns för acceptabel påverkan är förstås inte helt lätt att bestämma, speciellt i ett kustområde där belastningen dels har effekter i kustområdet, dels effekter på den allmänna situationen i Östersjön. Den kritiska belastningsnivån för hela Östersjön bör inte heller överskridas. Omvänt har situationen i öppna Östersjön en betydande inverkan på förhållandena i kustområdet. I Samuelsson et al. (2004) föreslås en dubblering av halten mellan klasserna för klorofyll och växtplanktonbiovolym. Schablonen 50% uppräkning från referensvärdet som gräns för god-måttlig status används av Hansson och Håkansson (2005) för vinterhalter av DIN och DIP och sommarhalt av klorofyll med hänvisning till samarbetsprojekt inom ramen för HELCOM (Andersen et al. 2005). Motsvarande schablon för siktdjup är 25% minskning. I Hansson och Håkansson (2005) används för sommartida totalhalter av N och P ett medelvärde av 50%-schablonen och de N och P-halter som erhålls utifrån GMgränserna för klorofyll och siktdjup och relationerna till tot-n och tot-p.

I den här rapporten testas 50%-schablonen och dubbleringen som GM-gräns. I några fall testas dessutom olika storlek på de sämre klasserna. Tabell 5. Klassificeringsvarianter. Klassgränser som procent av referensvärde. Klassificeringsalternativ Hög-God God- Måttlig Måttlig- Otillfr. Otillfr.- Dålig 100x2/0 (GM-gräns 100% över Rv=HG, dubblering mellan klasser) 100 200 400 800 50L (GM-gräns 50% över Rv, Linjär skala) 125 150 175 200 50x2/0 (GM-gräns 50% över Rv=HG, 100 150 225 337.5 dubblering mellan klasser) 20x2g/0 (GM-gräns 20% över Rv=HG, dubblering av ökning mellan klasser) 100 120 160 240 3. Resultat och Diskussion 3.1 Statusklassning 3.1.1 Tot-N sommar (Fig. 6-11) Fyra scenarier testades varav de med hög belastning från land får anses vara mindre sannolika då halterna i dagens Mälarvatten ofta ligger under den nivån. För vissa områden lokalt belastade av vattendrag med högre bakgrundsnivåer skulle detta scenario eventuellt vara möjligt, t ex för Nyköpingsfjärdarna. Orsaken till en eventuell högre bakgrundsnivå bör dock i såfall klarläggas. Skillnaden mellan scenario LL ( låg-låg, se Tabell 2) och LH ( låg-hög ) är framförallt att fler värden klassas som H istället för G (Klassning enligt 50L med gränsen HG 25% och GM 50% över Rv). Med ökad halt från sötvatten blir statusen bättre i de inre delarna pga högre referensvärden. Det höga Rv i utsjön förefaller för högt då många värden klassas som god status även med en så snäv GM-gräns som 20% över Rv. På grund av stor del refraktilt material (som ej kan utnyttjas av plankton för produktion) är GM-gränsen på 50% över referensvärdet för högt satt för tot-n. Med en klassindelning där gränsen GM är 20% över Rv (och gränserna för MO och OD ökas godtyckligt, 60% och 140%) fås en rimligare klassning med mer värden i klasserna M och färre i klassen D. En sådan klassindelning motsvarar ungefär att en refraktil del om 200 µg/l dras bort från alla tot-n-värden (även Rv) och att en geometrisk skala används för att klassa resterande mängd tot-n. Vid en normering av referensvärdet utifrån salthalten är det viktigt att den faktiska salthalten i utsjön används (Fig. 9). Vid en för hög referenssalthalt tolkas det som en betydande sötvattensinfluens i detta område vilket inte är fallet. Detta blir tydligt t ex under vintern 2002 då det var en salthaltsgradient längs kusten med betydligt högre salthalter i område 14 än i område 15. Om man använder samma referenssalthalt för hela typområde 12 riskerar man att överskatta sötvatteninfluensen i norra delen om den låga salthalten är orsakad av Bottenhavsvatten. Speciellt för DIN, där skillnaden i referenshalt mellan sötvatten och saltvatten är betydande, överskattas därmed referenshalten i de Bottenhavspåverkade norra delarna av typområde 12 och 15.

3.1.2 Tot-P sommar (Fig 12-15). Två scenarier med olika nivåer på referenshalt för totalfosfor i utsjön testades. Med en 50% avvikelse som gräns för GM klassas det mesta som M eller sämre. Med 100%- gräns (fördubbling) klassas fler som G i Bottenhavet, men i båda scenarierna är statusen M eller sämre i de inre och södra delarna av typområde12. Tydlig lokal påverkan finns främst i Östhammarsfjärden och Nyköpingsfjärdarna. Tydlig påverkan från öppna Östersjöns höga P-halter syns i områdets södra del (område 12 söder om Landsort). 3.1.3 Klorofyll a sommar (Fig. 16-18) Scenario Sam (Tabell 4), med Rv från Samuelsson et al. (2004), har ett Rv för typområde 12 på 2 µg/l. Detta är högre än treårsmedelvärdena för många av stationerna vilket tyder på att referensvärdet är för högt. Ett lägre referensvärde för område 12 (scenario L12=1.5 µg/l) prövades vilket endast enstaka medelvärden underskrider. Klassningen i Samuelsson et al. är en dubblering utifrån referensvärdet så att klassgränsen för G/M är 2x referensvärdet. En stor andel av treårsmedelvärdena hamnar under denna gräns. En klassning där gränsen för G/M är 50% över referensvärdet, som föreslagits som schablon (Andersen et al. 2005), ger betydligt fler i klasserna M eller sämre. Samtidigt ger detta (både med linjär eller geometrisk skala) en snävare indelning, med betydligt fler värden även i klasserna O och D. Klorofyllhalterna var generellt lägst 2001 och högst 2004, speciellt i den södra och yttre delen av skärgården. Halterna 2005 låg nära medelvärdet för de tre åren. Under 2001 klassades således många av värdena som H eller G status medan klassningen 2004 var mer M och O. 3.1.3 Tot-N vinter (Fig. 19, 21-22) Klassificeringen utifrån vintervärden är baserad på endast ett års data varför resultaten ska tolkas med stor försiktighet. Två scenarier testades, med två nivåer på tot-n i öppet hav. Med en GM-gräns 50% över Rv klassas de flesta yttre områden enligt status G eller bättre i båda scenarierna. Med en GM-gräns 20% över Rv klassas de flesta yttre områden som M status. Sämst status (D) får Stockholms innerskärgård (halter 2-3x Rv). 3.1.5 DIN vinter (Fig. 20, 23-24) I båda scenarierna ligger värdena betydligt över Rv, även med det högre Rv i utsjön (LH). Scenariot med samma Rv för alla data (motsvarande det högre i utsjön, scenario 0H) visar på betydelsen av att ta hänsyn till högre bakgrundshalter i sötvattenspåverkade områden, vilket blandningsmodellen bör hantera relativt väl under vintern. Vid ett sådant hänsynstagande ligger ändå många av värden från sådana områden betydligt över Rv. En klassindelning där 50% är gränsen för GM förefaller snålt tilltagen. Även med en GM gräns på 100% över Rv klassas det mesta som M eller sämre. Mest lokal påverkan finns i Stockholms innerskärgård (typ 24). En viss påverkan från öppna Östersjön finns i den öppna södra delen av område 12. 3.1.6 Tot-P vinter (Fig. 25, 27-29) Två scenarier med samma Tot-P halt i sötvatten och två olika halter i havsvatten testades (scenario LL och LH). I båda scenarierna användes ett något lägre Rv för Bottenhavet än för Eg Östersjön. Som för PO4 hamnar i båda fallen en stor del av värdena i klassen M eller sämre och det är en tydlig nord-sydlig gradient med de lägsta halterna i norr. Ingen uppenbar lokal påverkan på vinterhalten av tot-p syns. De högre halterna i Stockholms innerskärgård kompenseras i viss mån av det högre referensvärdet för sötvattenspåverkade

områden. Denna kompensation kan i viss mån vara överskattad av att salthalten i motsvarande öppna område är något lägre än längre söderut. En annan orsak till att kompensationen kan överskattas (och den lokala påverkan underskattas) är att Rv i sötvatten för tot-p kan vara för högt, speciellt för vattendrag mynnande i Bottenhavet. 3.1.7 DIP vinter (Fig. 26, 30-31) Två scenarier med samma DIP-halt i sötvatten och två olika halter i havsvatten testades (scenario LL och LH). För varje scenario användes samma halt i Bottenhavet och Eg. Östersjön. Dessutom testades att använda Rv i utsjön i hela området utan hänsyn till sötvattenspåverkan (scenario 0H och 0L). I Bottenhavet hamnar flera värden under Rv oavsett scenario viket tyder på att det lägre av de två alternativen är rimligast. Liksom för DIN ger en klassning med 50% som GM och sedan en ökning av varje klass med 25% ett mycket snävt intervall och många värden i klassen D. En klassning motsvarande den för DIN testades (100x2/0: GM 100% och sedan dubblering) vilket ändå ger de flesta värdena i klasserna M och O. En tydlig gradient kan ses för området, med låga halter i Bottenhavet som sedan ökar söderut. Speciellt Södermanlandskusten är tydligt påverkad av de höga halterna i öppna Östersjön. Någon tydlig lokal påverkan ser inte ut att finnas. Den gradient som finns i avvikelsen från Rv överskattas genom att använda samma referenshalt för hela området. Rv bör ligga under eller nära det lägsta testade (0.1 µm) för Bottenhavet (typ 17) där många värden är lägre än Rv. I områdets södra del (typ 14) bör Rv troligen ligga högre, kanske kring det högsta testade (0.2 µm). Även med en sådan förändring kommer en gradient i avvikelse från Rv kvarstå, vilket är rimligt då P-halterna framförallt har ökat i Eg. Östersjön. I det mellersta området (typ 15), bör Rv ligga emellan de bägge extremerna. Olika Rv för område 15 och 14 visar på att område 12 måste delas upp i en nordlig och sydlig del, förslagsvis i förlängningen av gränsen mellan typ 14 och 15. Ett lägre Rv för DIP i tillrinnande sötvatten i Bottenhavet än i den södra delen verkar också vara rimligt. 3.2 Faktorer som gör att det naturligt kan vara högre referensvärde i kustvatten - begränsningar i den använda modellen Sötvattenstillförsel behöver inte, och är troligen inte, den enda faktorn som gör att inre kustvatten naturligt kan ha högre koncentrationer av näringsämnen eller klorofyll. Preliminära empiriska relationer tyder på att också andra orsaker finns. Instängda, grunda områden påverkas i högre grad av läckage från sediment och resuspension. Detta kan göra att referensvärdet är underskattat för grunda områden som t ex Nyköpingsfjärdarna. Uppblandning av intransporterat P-rikt bottenvatten pga estuarin cirkulation kan också ge förhöjda P-halter i sötvattenspåverkade områden trots låg P-tillförsel med sötvattnet, men detta bör åtminstone till del kompenseras av blandningsmodellen. I den yttre kustzonen kan uppvällning av bottenvatten höja halterna av speciellt P, en höjning som sannolikt förekom även innan Östersjön eutrofierades och som kan motivera ett högre referensvärde jämfört med delar av öppna Östersjön som inte påverkas av uppvällning. För dessa områden, t ex den öppna Södermanlandskusten, är det dock för närvarande omöjligt att sätta ett referensvärde. För siktdjup kan resuspension vara av stor betydelse och hänsyn till detta behöver tas i bedömningsgrunderna. På grund av stor del refraktilt material är GM-gränsen på 50% över referensvärdet för tot-n troligen högt satt och möjligen också för tot-p. Gränsen på 50% motsvarar därmed ej samma gräns som används för vinterhalter av DIN och DIP. Detta bidrar till att många områden klassas som god status eller bättre, och bör troligen klassas ner pga de

allmänna förhållandena i Östersjön. Ev. kan referensvärdet också behöva justeras. Resultaten visar ändå i vilka områden som lokal påverkan ger tydligt förhöjda nivåer. Vilken status bör de yttre kustvattnen i eg. Östersjön ha? Pga den allmänna försämringen av miljötillståndet i Östersjön är det enligt vår mening orimligt att de skulle klassa som god eller hög. Klassning som måttlig status eller sämre i yttre kustvatten behöver nödvändigtvis inte innebära att man lokalt inte har vidtagit tillräckliga åtgärder. Man måste då helt enkelt invänta åtgärder i andra områden och den långsamma förbättringen av öppna Östersjön. Det ställer dock krav på att man lyckas bedöma när orsaken till en måttlig eller sämre status i inre områden är förhållandena i öppna havet respektive lokal påverkan. 3.3 Ekologiskt relevanta klassgränser Klassgränserna, särskilt den mellan god och måttlig status, som ska utgöra gränsen för acceptabel avvikelse, bör ha koppling till effekterna i ekosystemet (se avsnitt 2.2). Om gränsen för en acceptabel förhöjning av klorofyllhalten kan uppskattas kan denna överföras till tot-n via empiriska relationer mellan tot-n och klorofyll. Om en fördubbling av referenshalten av klorofyll t ex bedöms ge oönskade effekter i ekosystemet kommer motsvarande förhöjning av tot-n inte bli en fördubbling av referenshalten. En möjlighet för att komma ifrån schablonklassningen av närsalter under vintern är att koppla dessa halter till hur de påverkar vårblomningen av alger. Om en gräns för acceptabel påverkan på vårblomningen kan uppskattas skulle detta kunna överföras till en acceptabel avvikelsegräns (GM) för närsalter under vintern. 3.4 Referensvärdet och gränsen mellan Hög/God status. Det är inte definierat hur gränsen HG ska sättas. Ofta sätts likhetstecken mellan denna gräns och Rv. Detta kan vara rimligt om det satta Rv bedöms vara ett värde i överkant av en naturlig variation. Om Rv snarare är ett medelvärde vid referensförhållanden med en naturlig variation kring detta värde, bör gränsen HG vara något högre än Rv. 3.5 Översyn av typområden (Fig. 35-37) För att testa regionala skillnader har typområde 12 delats in i 3 delområden från norr till söder och vart och ett av dessa i ett inre och ett yttre område (fig. 35). Det finns tydliga gradienter för P och salthalt i område 12 (fig. 37). En lägre referenshalt i utsjön för P i norra delen av typ 12 (och typ 15) bör övervägas då det är tydligt bottenhavspåverkat, medan den södra delen är ett uppvällningsområde (södra delen av typ 12 och typ 14). Särskilt påfallande var detta 2004 med tydligt förhöjda tot-p och fosfathalter i den södra delen. Även under 2001 och 2005 var emellertid halterna av tot-p förhöjda i den södra delen. Den inre norra delen av typ 12 har delvis förhöjda DIN-halter, vilket förklaras av påverkan från typområde 24 (Stockholms inre skärgård). 3.6 Havsområden där det saknas data (Fig. 39) För en del områden där provtagningar saknas finns goda möjligheter till uppskattningar från näraliggande provtagningar, t.ex. inom typområde 15 och andra öppna områden. En sådan upppskattning kommer också att bli nödvändig för många fler

havsområden med ett reducerat provtagningsprogram. I några avsnörda vikar har ej provtagning skett, t.ex. Våmfjärden och Björnöfjärden i Värmdö kommun, och Långfjärden i Norrtälje kommun. Där är en sådan uppskattning inte möjlig. Tillgång till andra data måste undersökas (Fiskeriverket, Värmdö kommun?). Eventuellt bör en utökad provtagning 2006 övervägas. 3.7 Möjliga justeringar av havsområdesindelningen. Bör vissa havsområden delas in ytterligare? (Fig. 39-41) Brunnsviken saknas i havsområdesregistret, men bör definieras som havsvik då utbytet med saltsjön är betydande. Tranholmenområdet inkluderar även Edsviken vilken är åtskiljd genom ett sund (Stocksund). Detta talar för en uppdelning, även om halterna inte skiljer så mycket inom området. Det finns även många mindre vikar som skulle kunna klassas som egna havsområden. Älgöfjärden i Värmdö kommun, och Ängsfjärden söder om Öregrund, har fysiskt avskiljda delar av områdena tydligt förhöjda halter. Östhammarsfjärdens norra del är väl avgränsad från den övriga delen men inte definierad som ett eget havsområde. Härifrån finns inga data från karteringarna men recipientkontrolldata kan ev användas för att få en uppfattning om tillståndet. Östra Saxarfjärden har relativt avsnörda vikar på Ljusterö. Listan skulle kunna göras lång över sådana fall. Grunda områdens eventuella särskilda betydelse för t.ex. fiskreproduktion, och att de är särskilt utsatta för landhöjning och exploateringstryck gör att det bör ses över hur grunda avskiljda områden ska förvaltas i förhållande till det större havsområde de ingår i. 3.8 Osäkerheten vid bedömning av ekologisk status Den klassning som gjorts här tar inte hänsyn till osäkerheten i medelvärdet (baserat på 1 mätning i augusti under 3 år). En statistiskt korrekt hantering av mätdata och bedömning av säkerheten i klassningen är en fråga som ännu inte lösts. I arbetet med översyn av bedömningsgrunder för växtplankton och kemiska variabler åt NV är avsikten att även inkludera beräkningar av vilken provfrekvens som behövs för att med en viss säkerhet avgöra vilken klass ett område tillhör och för att detektera en viss förändring i tillståndet. En första uppfattning om osäkerheten i bedömningen kan man få utifrån Appendix 2, där varje års klassning för klorofyll kan jämföras med medelvärdets klassning. Där går också att få en första uppfattning om variationen mellan stationer inom ett havsområde. Havsområden med tydliga gradienter, t.ex. Örsbaken, illustrerar väl betydelsen av hur och hur många provtagningspunkter som lokaliseras inom ett havsområde för att få en rättvisande bedömning av status. 4. Slutsatser 4.1 I några områden är halterna mycket förhöjda vilket ger klassningen Dålig status i de flesta scenarier: Östhammarsfjärden, Hargsviken, Edeboviken och Nyköpingsfjärdarna (3 områden). 4.2 Vid uppskattning av referensvärdena tar den använda modellen ej hänsyn till andra faktorer än direkt sötvattenspåverkan. Referensvärdena kan naturligt ligga högre än vad som uppskattats pga återkoppling från bottnarna i grunda områden och uppvällning av bottenvatten (påverkar främst P) i vissa öppna kustvatten. Betydelsen av dessa faktorer

måste undersökas närmare i framtagandet av bedömningsgrunderna och om möjligt kompenseras för. 4.3 De generellt låga klorofyllhalterna under sommaren i den öppna delen av kustområdet ställer stora krav på analysprecision och detektionsgränser. En detektions/rapporteringsgräns på 1µg/l som finns i många recipientkontrollprogram för kusten är definitivt för hög. För använda data är gränsen 0,2-0,5 µg/l. 4.4 Vid en normering av referensvärdet utifrån salthalten är det viktigt att den faktiska salthalten i utsjön utanför aktuellt område används. Annars riskerar sötvattensinfluensen över- eller underskattas vilket ger felaktiga referensvärdena. Detta är särskilt viktigt inom Svealands kustvatten där det finns en tydlig nord-sydlig gradient i salthalt. 4.5 Mer arbete behövs för att ta fram ekologiskt relevanta klassgränser. Schablonmässiga gränser riskerar att ge orimliga resultat. 4.6 Det är ofrånkomligt att avvikelserna från referensvärdet (klassgränserna) blir olika för olika parametrar. De blir snävare för tot-n som inkluderar mycket refraktilt material och bredare för klorofyll a och oorganiska näringsämnen. 4.7 För tot-p är referensvärdet särskilt osäkert, speciellt sommartid, pga ickesignifikant relation till klorofyll och siktdjup. Referenshalten för tot-p sommartid i öppna N. eg. Östersjön bör dock definitivt vara lägre än 0.5 µm, då många värden även inomskärs hamnar under denna halt. 4.8 En uppdelning av typområde 12 i en nordlig och en sydlig del bör övervägas. Tot- P och salthalterna är tydligt högre inom typområde 14 och södra delen av område 12 jämfört med typområde 15 och norra delen av typområde 12. En relativt sett lägre referenshalt för tot-p bör övervägas för den norra delen jämfört med den södra delen. Det förefaller dessutom ologiskt att ha en nord-sydlig uppdelning av yttre typområden (14 och 15) utan att samtidigt ha det för det inre området (12). 4.9 För några få havsområden saknas data samtidigt som uppskattning från intillliggande havsområden inte är möjlig. Tillgång till ytterligare befintliga data bör undersökas och kompletterande provtagning övervägas för dessa områden. 4.10 En ytterligare uppdelning av vissa havsområden är motiverad pga naturliga gränser. Brunnsviken saknas i havsområdesregistret. Det bör ses över hur grunda avskiljda områden ska hanteras i förhållande till det större havsområde de ingår i.

Referenser Andersen, J.H., J. Aigars, U. Claussen, B. Håkansson, H. Karup, M. Laamanen, E. Lysiak- Pastuszak, G. Martin, G. Nausch. 2005. HELCOM EUTRO: Development of tools for assessment of eutrophication in the Baltic Sea. DHI Water and Environment 2005-10-14. Brandt, M., och H. Ejhed. 2003. TRK Transport-retention-källfördelning Belastning på havet. Naturvårdsverket rapport 5247. Hansson, M., och B. Håkansson. 2005. Förslag till Vattendirektivets Bedömningsgrunder för pelagiala vintertida näringsämnen och sommartida effektrelaterade näringsämnen, siktdjup och klorofyll i Kustvatten. (Ej fastställd, får ej åberopas som standard) SMHI Dnr 2005/1278/1933. Kautsky, N., Kautsky, H., Kautsky, U., Waern, M. 1986. Decreased depth penetration of Fucus vesiculosus (L.) since the 1940's indicates eutrophication of the Baltic Sea. Marine ecology progress series. Vol. 28, no. 1-2, pp. 1-8. Laamanen, M., Fleming, V. and Olsonen, R. (2004) Water transparency in the Baltic Sea between 1903 and 2004. Finnish Institute of Marine Research. Larsson, U., och R. Elmgren. 2004. Baltic Sea Secchi depth relations. Report to MARE. Ver.3, 2004-12-14. Lännergren, C. et al. 2005. Undersökningar i Stockholms skärgård 2004. Stockholm Vatten 2005-03-30. Naturvårdsverket 1999. Bedömningsgrunder för miljökvalitet kust och hav. Rapport 4914. Sahlsten, E., och M. Hansson. 2004. Framtagning av nya bedömningsgrunder för kust och hav enligt ramdirektivets krav Fys-kem faktorer. SMHI Rapport 2004-01-12. Samuelsson, K., L. Edler, S. Hajdu, och A. Andersson. 2004. Bedömningsgrunder för kust och hav enligt EUs ramdirektiv växtplankton. Sandén, P. och B. Håkansson. 1996. Long-term trends in Secchi depth in the Baltic Sea. Limnol. Oceanogr. 41: 346-351.

Fig. 4. Havsområden enligt SMHIs indelning. Ljusgrön landfärg visar Norra Östersjöns Vattendistrikt.

16 17 12 24 15 24 12 14 Fig. 5. Indelning i Typområden och provtagningsstationer vid karteringarna. Ljusgrön landfärg visar Norra Östersjöns Vattendistrikt.

Fig. 6a ovan. Frekvensfördelning av Tot-N sommarmedelhalter (µg/l) med statistisk klassindelning enligt gamla bedömningsgrunderna (BG4984, Naturvårdsverket 1999).Gränserna motsvarar 18, 22, 26 och 32 µm. Fig. 6b till vänster. Tot-N sommarmedelhalt med statistisk klassning enligt gamla bed.gr. (BG4914, fig. 6a). Färgkodning: blå = mycket låg, grön = låg, gul = medelhög, orange = hög, röd = mycket hög halt. Fig. 7a och b. Tot-N sommarmedel, Rv enligt scenario LL resp. LH (se Tabell 2). Frekvensfördelning av uppmätta värden i % av referensvärden (dvs 100% motsvarar referensvärdet, 200% en fördubbling). Fig. 8a och b. Tot-N sommarmedel, Rv enligt scenario HL resp. HH (se Tabell 2). Frekvensfördelning av uppmätta värden i % av referensvärden.

Tot-N medel, LLhS, 50L (för hög utsjösalthalt) Tot-N medel, LL, 50L (faktisk utsjösalthalt) Fig. 9. Test av statusklassning av totalkväve (sommarmedelhalt) klassindelat enligt alternativ 50L (gränser 25, 50, 75, 100% över refvärde för HG, GM, MO, OD resp), med olika salthalter för utsjövattnet (vänstra: 6,5 för Bottenhavet och 7,5 för N Eg Östersjön, högra: 5,5 och 6,5 vilket är närmare faktiska förhållandena). Färgkodning av status enligt vattendirektivet: blå = hög, grön = god, gul = måttlig, orange = otillfredsställande, röd = dålig status.

Tot-N medel, LL, 50L Tot-N medel, LH, 50L Tot-N medel, HL, 50L Tot-N medel, HH, 50L Fig. 10. Test av statusklassning av totalkväve (sommarmedelhalt) klassindelat enligt alternativ 50L (gränser 25, 50, 75, 100% över Rv dvs 1.25x/1.5x/1.75x/2x Rv för HG, GM, MO, OD resp.). Rv är beräknat enligt fyra kombinationer av möjliga referenshalter i söt- och saltvatten (LL, LH, HL, HH, se Tabell 2). Färgkodning som Fig. 9.

Tot-N medel, LL, 20x2g/0 Tot-N medel, LH, 20x2g/0 Tot-N medel, HL, 20x2g/0 Tot-N medel, HH, 20x2g/0 Fig. 11. Test av statusklassning av totalkväve (sommarmedelhalt) klassindelat enligt alternativ 20x2g/0 (gränser 0, 20, 60, 140% över Rv dvs 1x/1.2x/1.6x/2.4x Rv för HG, GM, MO, OD resp). Referenshalt är beräknat enligt fyra kombinationer av möjliga Rv i söt- och saltvatten (LL, LH, HL, HH, se Tabell 2). Färgkodning som Fig. 9.

Fig. 12a ovan. Tot-P. Frekvensfördelning av sommarmedelhalt (µg/l) med statistisk klassindelning enligt gamla bedömningsgrunderna (BG4984, Naturvårdsverket 1999). Gränserna motsvarar 0,48, 0,60, 0,77 och 1 µm. Fig. 12b till vänster. Tot-P sommarmedelhalt med statistisk klassning (BG4914, fig 12a). Färgkodning: blå = mycket låg, grön = låg, gul = medelhög, orange = hög, röd = mycket hög halt. Fig. 13a. Tot-P sommarmedel, Rv enligt scenario LL (se Tabell 2). Frekvensfördelning av uppmätta värden i % av referensvärden (dvs 100% motsvarar referensvärdet, 200% en fördubbling). Fig. 13b. Tot-P sommarmedel, Rv enligt scenario LH (se Tabell 2). Frekvensfördelning av uppmätta värden i % av referensvärden.

Tot-P medel, LL, 50L Tot-P medel, LH, 50L Tot-P medel, LL, 100x2/0 Tot-P medel, LH, 100x2/0 Fig. 14. Test av statusklassning av totalfosfor klassindelat enligt alternativ 50L (gränser 1.25, 1.5, 1.75, 2x Rv för HG, GM, MO, resp. OD) och 100x2/0 (1, 2, 4, 8x Rv). Rv är beräknat med två olika Rv i saltvatten saltvatten (LL, LH, se Tabell 2). Färgkodning som Fig. 9.

Tot-P medel, LL, 50x2g/0 100/150/250/450 Tot-P medel, LH, 50x2g/0 Fig. 15. Test av statusklassning av totalfosfor klassindelat enligt alternativ 50x2g/0 (gränser 1/1,5/2,5/4,5x Rv för HG, GM, MO, resp. OD). Rv är beräknat med två olika Rv i saltvatten (LL, LH se tabell 2). Färgkodning som Fig. 9.

Fig. 16a ovan. Klorofyll a. Frekvensfördelning av sommarmedelhalt (µg/l) med statistisk klassindelning enligt gamla bedömningsgrunderna (BG4984, Naturvårdsverket 1999). Fig. 16b till vänster. Klorofyll a. Sommarmedelhalt med statistisk klassning (BG4914, fig 16a). Färgkodning: blå = mycket låg, grön = låg, gul = medelhög, orange = hög, röd = mycket hög halt Fig. 17a. Klorofyll a, sommarmedel, Rv enligt scenario Sam (se Tabell 4). Frekvensfördelning av uppmätta värden i % av referensvärden. Fig. 17b. Klorofyll a, sommarmedel, Rv enligt scenario L12 (se Tabell 4). Frekvensfördelning av uppmätta värden i % av referensvärden.

Klorofyll medel, Sam, 100x2/0 (1/2/4/8x Rv) Klorofyll medel, L12, 100x2/0 (1/2/4/8x Rv) Klorofyll medel, L12, 50L/0 (1/1,5/2/2,5x Rv) Klorofyll medel, L12, 50x1,5/0 (1/1,5/2,25/3,75) Fig. 18. Test av statusklassning av klorofyll a, klassindelat enligt alternativ 100x2/0 och 50L/0 och 50x1,5/0 (gränser angivna under resp karta för gränserna HG, GM, MO, OD resp). Referenshalt är beräknat med två olika referensscenarier (Sam och L12, se Tabell 4). Färgkodning som i fig. 9.

- Fig. 19a ovan. Tot-N vinter. Frekvensfördelning av halter (µg/l) med statistisk klassindelning enligt gamla bedömningsgrunderna (BG4984, Naturvårdsverket 1999). Gränserna motsvarar 19, 25, 35 och 54 µm. Fig. 19b till vänster. Tot-N vinter, med statistisk klassindelning enligt gamla bedömningsgrunderna (BG4984, Naturvårdsverket 1999) Färgkodning: blå = mycket låg, grön = låg, gul = medelhög, orange = hög, röd = mycket hög halt. Fig. 20a ovan. DIN vinter. Frekvensfördelning av halter (µg/l) med statistisk klassindelning enligt gamla bedömningsgrunderna (BG4984, Naturvårdsverket 1999). Gränserna motsvarar 6,2, 8,5, 12,1 och 30,3 µm. Fig. 20b till vänster. DIN vinter, med statistisk klassindelning enligt gamla bedömningsgrunderna (BG4984, Naturvårdsverket 1999) Färgkodning: blå = mycket låg, grön = låg, gul = medelhög, orange = hög, röd = mycket hög halt.

Fig. 21a. Tot-N vinter. Rv enligt scenario LL (se Tabell 3). Frekvensfördelning av uppmätta värden i % av referensvärden. Fig. 21b. Tot-N vinter. Rv enligt scenario LH (se Tabell 3). Frekvensfördelning av uppmätta värden i % av referensvärden. Fig. 21c. Tot-N vinter. Rv samma för hela området (0L, låg utsjöhalt). Frekvensfördelning av uppmätta värden i % av referensvärden.

Tot-N vinter, LL, 50L Tot-N vinter, LH, 50L Tot-N vinter, LL, 20x2g/0 Tot-N vinter, LH, 20x2g/0 Fig. 22. Test av statusklassning av totalkväve (vinter) klassindelat enligt alternativ 50L (gränser 1,25/1,5/1,75/2x Rv för HG, GM, MO, OD resp) och 20x2g/0 (gränser 1x/1,2x/1,6x/2,4x Rv). Referenshalt är beräknat med två olika Rv i saltvatten (scenario LL och LH, se Tabell 3). Färgkodning av status som i fig 9.

Fig. 23a. DIN vinter. Rv enligt scenario LL (se Tabell 3). Frekvensfördelning av uppmätta värden i % av referensvärden. Fig. 23b. DIN vinter. Rv enligt scenario LH (se Tabell 3). Frekvensfördelning av uppmätta värden i % av referensvärden. Fig. 23c. DIN vinter. Rv samma för alla områden (0H, hög utsjöhalt, 2 µm) Frekvensfördelning av uppmätta värden i % av referensvärden.

DIN vinter, LH, 50L DIN vinter, LH, 100x2/0 DIN vinter, 0H, 100x2/0 DIN vinter, LL, 100x2/0 Fig. 24. Test av statusklassning av DIN (vinter) klassindelat enligt alternativ 50L (gränser 1,25/1,5/1,75/2x Rv för HG, GM, MO, OD resp) och 100x2/0 (gränser 1/2/4/8x Rv). Referenshalt är beräknat med två olika Rv i saltvatten (scenario LLs och LHs, se Tabell 3) samt med samma halt i alla områden (0H, hög utsjöhalt, 2 µm). Färgkodning av status som i fig 9.

Fig. 25a ovan. Tot-P vinter. Frekvensfördelning av halter (µg/l) med statistisk klassindelning enligt gamla bedömningsgrunderna (BG4984, Naturvårdsverket 1999). Gränserna motsvarar 0,73, 0,9, 1,1, och 1,3 µm. Fig. 25b till vänster. Tot-P vinter, med statistisk klassindelning enligt gamla bedömningsgrunderna (BG4984, Naturvårdsverket 1999) Färgkodning: blå = mycket låg, grön = låg, gul = medelhög, orange = hög, röd = mycket hög halt. Fig. 26a ovan. DIP vinter. Frekvensfördelning av halter (µg/l) med statistisk klassindelning enligt gamla bedömningsgrunderna (BG4984, Naturvårdsverket 1999). Gränserna motsvarar 0,31, 0,54, 0,77, och 1 µm. Fig. 26b till vänster. DIP vinter, med statistisk klassindelning enligt gamla bedömningsgrunderna (BG4984, Naturvårdsverket 1999) Färgkodning: blå = mycket låg, grön = låg, gul = medelhög, orange = hög, röd = mycket hög halt.

Tot-P vinter, LL Tot-P vinter, LH Fig. 27a och b. Tot-P vinter. Rv enligt scenario LL och LH (se Tabell 3). Frekvensfördelning av uppmätta värden i % av referensvärden. Tot-P vinter, LL, 50L P-tot vinter, LH, 50L Fig. 28a och b. Test av statusklassning av Tot-P (vinter) klassindelat enligt alternativ 50L (gränser 1,25/1,5/1,75/2x Rv för HG, GM, MO, OD resp). Rv enligt scenario LL och LH (se Tabell 3).

Tot-P vinter, LL, 100x2/0 Tot-P vinter, LH, 100x2/0 Tot-P vinter, 0L, 100x2/0 Tot-P vinter, 0H, 100x2/0 Fig. 29. Test av statusklassning av Tot-P (vinter) klassindelat enligt alternativ 100x2/0 (gränser 1/2/4/8x Rv). Referenshalt är beräknat med två olika Rv i saltvatten (scenario LL och LH, se Tabell 3) samt med samma halt i alla områden (0L, låg utsjöhalt och 0H, hög utsjöhalt). Färgkodning av status som i fig 9.

Fig 30a. DIP vinter. Rv enligt scenario LL (se Tabell 3). Frekvensfördelning av uppmätta värden i % av referensvärden. Fig 30b. DIP vinter. Rv enligt scenario LH (se Tabell 3). Fig 30c. DIP vinter. Samma Rv i hela området (0H, hög utsjöhalt). Fig 30d. DIP vinter. Samma Rv i hela området (0L, låg utsjöhalt).

DIP vinter, LH, 50L DIP vinter, LH, 100x2/0 PO4 vinter, 0L, 100x2/0 DIP vinter, LL, 100x2/0 Fig. 31. Test av statusklassning av DIP (vinter) klassindelat enligt alternativ 50L (gränser 1,25/1,5/1,75/2x Rv) och 100x2/0 (1/2/4/8x Rv). Referenshalt är beräknat med två olika Rv i saltvatten (scenario LL och LH, se Tabell 3) samt med samma halt i alla områden (0L, låg utsjöhalt). Färgkodning av status som i fig 9.

Fig. 32. Totalkväve minus 200 µg/l 2001 (blå), 2004 (grön) och 2005 (röd). 235-1079 µg/l (minus 200: 35-879).

Fig. 33. Totalfosfor 2001 (blå), 2004 (grön) och 2005 (röd). 5,9-90 µg/l.

Fig. 34. Klorofyll a 2001 (blå), 2004 (grön) och 2005 (röd). 1,0-31 µg/l.

Fig. 35. Finindelning av typområde 12 inom Norra Östersjöns Vattendistrikt för test av regionala skillnader. N=norra, M=mellersta, S=Södra, I=inre, Y=yttre.

kart 01 04 05 Ntot_µM salt 0m Tot-N (µm) 90 80 70 60 50 40 30 20 10 typomr 12 typomr 24 typomr 15 typomr 16 typomr 17 typomr 14 0 0 1 2 3 4 5 6 7 Salthalt kart 01 04 05 Ntot_µM salt 0m Tot-N (µm) 70 60 50 40 30 20 10 typomr 12 N I typomr 12 M I typomr 12 S I typomr 12 N Y typomr 12 M Y typomr 12 S Y 0 0 1 2 3 4 5 6 7 Salthalt Fig. 36a och b. Sommarhalt av totalkväve mot salthalt indelat i typområden (överst) och finindelning av typområde 12 (underst). N=norra, M=mellersta, S=Södra, I=inre, Y=yttre (se fig. 36).

kart 010405 P-tot_µM Salinitet 0m 3.5 3 Tot-P (µm) 2.5 2 1.5 1 typ 12 typ 24 typ 15 typ 16 typ 17 typ 14 0.5 0 0 1 2 3 4 5 6 7 Salthalt kart 01 04 05 Ptot_µM salt 0m 2.5 Tot-P (µm) 2 1.5 1 0.5 typomr 12 N I typomr 12 M I typomr 12 S I typomr 12 N Y typomr 12 M Y typomr 12 S Y 0 0 1 2 3 4 5 6 7 Salthalt Fig. 37 a och b. Sommarhalt av Totalfosfor mot salthalt indelat i typområden (överst) och finindelning av typområde 12 (underst) N=norra, M=mellersta, S=Södra, I=inre, Y=yttre (se fig. 36).

Fig. 38. Provtagningspunkter och antal provpunkter per havsområde.

Fig. 39. Havsområden i Värmdö kommun. Älgöfjärden (brun) är ett exempel på område med hög klorofyllhalt i avgränsad del (S83b). Våmfjärden (ljusblå, som sjö i kartunderlaget!) och Björnöfjärden (ljusrosa) är exempel på områden där data saknas. Fig. 40. Havsområden utanför Östhammar och Öregrund. Östhammarsfjärden (brun) är ett exempel på område där ytterligare indelning motiveras av smala sund. Ängsfjärden (blå) har betydligt högre halter vid den instängda delen U9 än vid U8 mitt i området.

Fig. 41. Havsområden utanför Stockholm. Tranholmenområdet (lila) är ett exempel på område där ytterligare indelning motiveras av smala sund. Brunnsviken finns ej med i havsområdesregistret. Brunnsviken