Uppföljning av effekten av anlagda våtmarker i jordbrukslandskap. Belastning av kväve och fosfor

Uppföljning av effekten av anlagda våtmarker i jordbrukslandskap Belastning av kväve och fosfor RAPPORT 6309 OKTOBER 2009

Uppföljning av effekten av anlagda våtmarker i jordbrukslandskapet på belastning av kväve och fosfor Maja Brandt, SMHI Berit Arheimer, SMHI Hanna Gustavsson, SMHI Charlotta Pers, SMHI Jörgen Rosberg, SMHI Milla Sundström, IVL Ann-Karin Thorén, SMHI SMED på uppdrag av NATURVÅRDSVERKET

Beställningar Ordertel: 08-505 933 40 Orderfax: 08-505 933 99 E-post: natur@cm.se Postadress: CM Gruppen AB, Box 110 93, 161 11 Bromma Internet: www.naturvardsverket.se/bokhandeln Naturvårdsverket Tel: 08-698 10 00, fax: 08-20 29 25 E-post: registrator@naturvardsverket.se Postadress: Naturvårdsverket, SE-106 48 Stockholm Internet: www.naturvardsverket.se ISBN 978-91-620-6309-2 ISSN 0282-7298 Naturvårdsverket 2009 Tryck: CM Gruppen AB Omslag: Naturvårdsverket, bild/illustration: Titus Kyrklund Form: Naturvårdsverket

Förord På uppdrag av Naturvårdsverket har SMED (Svenska MiljöEmissions Data), som är ett konsortium bestående av IVL, SLU, SCB och SMHI, genomfört en uppföljning av effekten av anlagda våtmarker i jordbrukslandskapet med avseende på belastning av kväve och fosfor på havet i södra Sverige. Våtmarker har i nutid främst anlagts för att öka den biologiska mångfalden och för att minska näringsläckaget till sjöar och vattendrag samt till havet. Anläggning av våtmarker är en åtgärd som ingår i miljömålen Myllrande våtmarker och Ingen övergödning och är även en del i åtgärdspaketet inom Baltic Sea Action Plan (BSAP). Tack till de handläggare och tjänstemän på kommuner som ställt upp med material och information som har varit värdefull för att kunna utföra uppföljningen. Naturvårdsverket oktober 2009 Anders Johnson Vikarierande avdelningschef, Miljöanalysavdelningen 3

4

Innehåll FÖRORD 3 INNEHÅLL 5 SAMMANFATTNING 7 SUMMARY 10 INLEDNING 12 GENOMFÖRANDE 14 Insamling av våtmarksdata 14 Bestämning av våtmarkers tillrinningsområde 17 Metodik för automatisk avgränsning av tillrinningsområden 17 Anpassning av automatisk avgränsning av tillrinningsområde 20 Jämförelse av automatiskt framtagna tillrinningsområden med angivna areor i indata från Länsstyrelserna 23 Bestämning av markanvändning för tillrinningsområdet till våtmarker 24 Erfarenheter från framtagning av tillrinningsområdes area och markanvändning 25 Modellbeskrivning och modelländringar i HBV-NP modellen 26 Olika typer av våtmarker 26 Våtmarksmodellen 27 Framtagning av våtmarksparametrar 29 Kväve 30 Fosfor 31 Erfarenheter från våtmarkskalibreringen 33 Inläggning av våtmarksinformation i modelluppsättningen 33 Modellkörningar 34 Känslighetstester 34 RESULTAT OCH DISKUSSIONER 37 Våtmarksdata 37 Belastning 38 Lokal effekt av våtmarker 38 Effekt av våtmarker på belastning på havet 42 Känslighetsanalys 46 5

Jämförelse med tidigare svenska beräkningar av avskiljningseffektiviteten i våtmarker 51 FÖRBÄTTRINGSFÖRSLAG INFÖR NÄSTA UTVÄRDERING 54 BILAGA 1. ORDLISTA FÖR VÅTMARKER 57 Modellens våtmarkstyper 57 Modellens våtmarksparametrar 57 REFERENSER 58 6

Sammanfattning Naturvårdsverket har gett SMED i uppdrag att beräkna effekten av anlagda våtmarker på belastning av kväve och fosfor från södra Sverige (från söder om Dalälven till norska kusten). Våtmarker har skapats i Sverige med olika stöd, dels med landsbygdsstöd, LBU-stöd (delvis med EU-medel), och dels inom lokala investeringsprogram (LIP). Våtmarker, för vilka det har sökts olika typer av LBUstöd finns sammanställda i Jordbruksverkets databas Ararat. Våtmarkscentrum har sammanställt register över våtmarker med LBU- och LIP-stöd fram till 2002. Dessutom har vi begärt och fått mer ingående våtmarksinformation från ett antal länsstyrelser. Beräkningarna omfattar våtmarker anlagda under perioden 1996-2006. Effekten av de anlagda våtmarkerna både på tillförseln till havet och på den lokala närsaltbelastningen har beräknats med hjälp av HBV-NP modellen, som finns uppsatt för hela Sverige. Beräkningarna har gjorts för tidsperioden 1985-2006 för att kunna bedöma våtmarkernas effekt oberoende av mellanårsvariationer i vädret (flödesnormalisering). Genomförandet har inneburit ett stort antal steg: insamling av våtmarksdata, kontroll och rensning av dubbletter samt en unik lagring av data, automatisk framtagning av tillrinningsområde och markanvändningar samt anpassningar av detta, insamling av våtmarker med mätdata, kalibrering av dessa och framtagning av generella våtmarksparametrar för södra Sverige, modellanpassningar, inläggning av våtmarksdata i modelluppsättningen, modellkörningar med våtmarker inlagda och osäkerhetsbedömningar av olika indata och modellantagande samt framtagning av resultat och figurer. Våtmarkernas effekt har beräknats som skillnaden mellan modellresultat utan och med anlagda våtmarker. Följande uppgifter krävs för att göra modellkörningar av våtmarker: våtmarksarea och -djup, läge för våtmark, typ av våtmark, storlek och markanvändning för våtmarkens tillrinningsområde. Många av dessa uppgifter saknas för våtmarkerna, vilket har inneburit att vi fått ta fram metodik för att på olika sätt uppskatta dem. Det största arbetet har rört tillrinningsområdet både storlek och markanvändning. Avsaknaden av väsentliga data medför att osäkerheten i våtmarksinformationen blir stor och därför har vi utfört ett antal känslighetstester, som kan ge en uppfattning om hur effekten påverkas av osäkerheten i bestämningen av olika variabler. 7

Resultaten kan sammanfattas enligt följande, med reservation att fosforavskiljningen i beräkningarna troligen överskattats: Under perioden 1996-2006 har det anlagts 1 574 st våtmarker i södra Sverige med en total area av 4 135 ha, enligt registrerade ansökningar. Den sammantagna lokala avskiljningen i anlagda våtmarker i södra Sverige är 140 ton/år för kväve och 12 ton/år för fosfor, enligt mest rimliga antaganden för att beskriva våtmarkens karaktär och potential (s.k. best guess ). Effekten på den totala tillförseln till havet för hela södra Sverige är lägre på grund av retention i sjöar och vattendrag; 110 ton/år för kväve och 9 ton/år för fosfor. Den högsta effekten uppnås i sydligaste Sverige på grund av relativt hög avrinning, hög belastning och frånvaron av större sjöar. Den totala transporten från land till hav i södra Sverige har minskat med < 0.2 % för kväve och 0.5 % för fosfor som en effekt av de anlagda våtmarkerna. Osäkerheter i indata och modellantaganden är stora. Den största differensen i avskiljning enligt de olika känslighetstesterna rör extrema belastningsändringar i tillrinningsområdet för kväve och tillrinningsområ-dets storlek för fosfor. Om alla våtmarker är belägna så att tillrinningsom-rådena har de mest läckande grödorna och markanvändningarna i respek-tive beräkningsområde minskar den totala transporten till havet med 0.5 % för kväve (350 ton/år) respektive om tillrinningsareorna i alla våtmarker ökar 25 gånger minskar den totala transporten till havet med 2 % för fosfor (40 ton/år). Detta visar att även med extrema antagande om tillrinningsom-rådena är effekten av våtmarker på den totala transporten till havet liten. Våra erfarenheter är att: Viktig våtmarksinformation för bedömning av effekten på närsalttransport saknas för många våtmarker som anlagts 1996-2006. Lantmäteriets höjddatabas har för låg upplösning både spatialt och i höjd för säker framtagning av tillrinningsområden till dessa små våtmarker, vilket inneburit omfattande manuell kontroll och hydrografiska antaganden. Våtmarker med mätdata är få och visar stor spridning i effektivitet som inte går att koppla till annan information. Detta medförde en relativt stor spridning i framtagna våtmarksparametrar och omöjliggjorde framtagning av regionala parameteruppsättningar. Modellens beskrivning av fosforavskiljningen i våtmarker behöver beskrivas bättre. Den baseras idag på totalfosfor på grund av brist på mätdata uppdelade på fraktioner för partikulärt och löst fosfor, vilket gör att det är svårt att ta fram och testa bättre modellfunktioner som bättre beskriver avskiljning och frigörelse. 8

Inom SMED beräknas jordbruksmarkens läckage i form av regionala årsmedelkoncentrationer för grödor. Detta är inte tillräckligt noggrant för denna typ av analys. De variationer i koncentrationer i tiden som finns i verkligheten samt i mätdata från våtmarker, som vi kalibrerar på, skiljer sig från modellens dynamik. Detta får till följd att de våtmarksparametrar som vi tagit fram baserat på mätdata överskattar fosforavskiljningen i våtmarksanalysen. Effekten av våtmarker visar högst känslighet för våtmarkens tillrinningsarea och markanvändning. Den informationen måste finnas tillgänglig för bättre uppskattningar av våtmarkers effekt i framtiden. Likaså är uppehållstiden känslig för våtmarkens effektivitet att avskilja näringsämnen. Vår rekommendation är: För uppföljning av avskiljningseffekten av tillkommande våtmarker är det viktigt att samla in och sammanställa information om dessa i ett register. För effektbedömning med modell är följande våtmarksinformation viktig: belägenhet som koordinat och gärna som våtmarkspolygon, våtmarksarea och -djup (medel), tillrinningsområdets storlek (helst som polygon) och gärna arealer för olika markanvändning i tillrinningsområdet samt typ av våtmark (t.ex. sidodamm). 9

Summary The Swedish Environmental Protection Agency asked the SMED consortium to estimate the effect of constructed wetlands on Nitrogen and Phosphorus load for Southern Sweden. Wetlands have been constructed in Sweden by using various subsidies from programmes for rural development (LBU) and local investments (LIP). Wetlands, for which subsidies have been proposed, are registred in various databases (the Arat database at the Swedish Board of Agriculture and at the Wetland centre). In addition, we have asked and received more detailed information from a number of County Boards. The material includes wetlands constructed during the period 1996-2006. The effect of wetlands, both for nutrient transport to the sea and the local load was calculated by using the HBV-NP model, which has been applied for the entire country of Sweden. The calculations were made for the time-period 1985-2006 to judge the wetland impact without the bias from inter-annual variability in weather. The project work was divided into many steps: collection of wetland data, control and removal of duplicates and unique data storage, automatic routines for definition of catchment area and its land use (including control and adjustments), collection of wetlands with empirical time-series of water discharge and concentrations at inlet and outlet, calibration of wetland nutrient model for these and definition of general parameters for southern Sweden, adjustments of the national model concept (HBV-NP), incorporation of wetland characteristics and adjustments of the HBV-NP model input data, model calculations including wetlands and estimation of uncertainties related to major assumptions, and, finally, result extraction and visualisation. The wetland effect is calculated as the difference between model results with and without wetlands included. The following information is requested to include wetlands in the HBV-NP model: wetland area and depth, wetland position, wetland type, size and land use of cacthment area to the wetland. Most of this information is missing for the wetlands, which means that we have elaborated methods to estimate the data. The largest work was to estimate catchment area and its land use for each wetland. The consequence of the missing data is high uncertainty and this is why we performed a large number of sensitivity tests; to show the impact from various assumptions on missing variables on the calculated wetland effect. The results are summarised as follows, but with the reservation that the removal of phosphorus is probably overestimated in the calculations: During the period 1996-2006 there has been a construction of 1 574 wetlands in Southern Sweden, covering a total area of 4 135 ha, according to the registered proposals. The total local removal in these wetlands is 140 ton/yr for Nitrogen and 12 ton/yr for Phosphorus, according to the most realistic assumptions to describe the character and potential of the wetlands (i.e. best guess). The effect on the total load to the sea for Southern Sweden is less, due to retention processes in rivers and lakes: 110 ton/yr for Nitrogen and 9 10

ton/yr for Phosphorus. The wetland removal is highest in the very south of Sweden where the water discharge and concentrations are high, and with few lakes in the river system. The total transport from land to the sea from south of Sweden was reduced by < 0.2% for Nitrogen and 0.5 % for Phosphorus as an effect of the constructed wetlands. The sensitivity tests have shown that the largest reduction of Nitrogen is found for extreme changes of load to the wetland and extreme changes in catchment area for Phosphorus. At best a reduction of the total transport to the sea can be 0.5 % for Nitrogen (350 ton/year) and 2 % for Phosphorus (40 ton/year). Conclusions and experiences from the work: Important information to estimate the effects of wetlands on nutrient load is often missing for the wetlands constructed during 1996-2006. The Swedish mapping, cadastral and land registration authority s digital elevation model has too low resolution both spatially and in height for quality assured estimates of catchment areas to these small wetlands, which resulted in a lot of manual control work and assumptions based on hydrographic interpretation. Wetlands with monitoring programs are few and show a large scatter in reducing capacity, which was not possible to relate to other information. This resulted in a subsequent scattered set of parameters for wetland model coefficients, without possibilities for more defined regional parameters. In general, phosphorus reduction was difficult to capture and thus the model needs to be improved. Within the SMED consortium the leaching from arable land is calculated as annual average concentrations for entire agricultural regions. This is not detailed enough for this analysis of small wetlands. The observed fluctuations in concentration are very different from the modeled inflow to wetlands. This difference results in an overestimation of wetlands effects for Phosphorus. The wetland effect shows highest sensitivity for wetland catchment area and land use. The turn-over time of water and load in the wetland is also sensitive. Hence, this information is crucial for improved estimates of wetlands effects in the future. Our recommendations: It is important to store information of future constructed wetlands in one register. To follow up the effect with model the following information is important: the wetland coordinate or polygon, wetland area and deep, the wetland catchment area (preferably as polygon), if possible, area of different lands use in the catchment and type of wetland. 11

Inledning Anläggning av våtmarker är en åtgärd för att minska tillförseln av näringsämnen till våra vattendrag och sjöar samt till havet. Enligt det nationella miljömålet Myllrande våtmarker skall det i odlingslandskapet anläggas eller återställas minst 12 000 ha våtmarker och småvatten fram till år 2010. Det är också en åtgärd, som är aktuell för miljömålet Ingen övergödning, för att uppnå Sveriges andel inom Baltic Sea Action Plan samt för de åtgärdsprogram som tagits fram inom vattenförvaltningen. Våtmarker har skapats i Sverige med olika stöd, dels med landsbygdsstöd, LBU-stöd (delvis med EU-medel), och dels inom lokala investeringsprogram (LIP). Våtmarker som det sökts olika typer av LBU-stöd för under stödperioden 1996-2000 och 2000-2006, har sammanställts av Jordbruksverket i en databas benämnd Ararat. Under perioden 1998 till 2002 var det även möjligt för kommuner att söka pengar till våtmarksanläggning från Naturvårdsverket inom lokala investeringsprogram. Våtmarkscentrum (Naturvårdsverket, 2004) har sammanställt ett register över våtmarker med LBU- och LIP-stöd i odlingslandskapet och dagvattendammar fram till 2002. För perioden 2002-2006 uppgår den totala kostnaden för LBU-våtmarkerna till 830 miljoner kronor inklusive skötselersättning i 20 år på 3 300 kr/ha och år (Andersson m.fl., 2009). Kostnaderna har fördelats jämnt på biologisk mångfald och kväveretention. Inom ramen för LIP har 500 miljoner kronor använts till olika våtmarksprojekt enligt Våtmarkscentrum (Naturvårdsverket, 2004) varav 303 miljoner kr för naturvårdsprojekt. Ca hälften av dessa har varit våtmarksåtgärder, dvs. storleksordningen 150 miljoner kr. Inför den svenska rapporteringen till HELCOM Pollution Load Compilation 5 (PLC5) har HBV-NP modellen satts upp för hela Sverige för att bl.a. beräkna transport av kväve och fosfor till Östersjön (Brandt m.fl., 2008). I dessa PLC5 beräkningar finns olika hydrologiska indelningar. I den finaste skalan delavrinningsområden återfinns indata såsom markanvändningsarealer, utsläpp från reningsverk, industrier och enskilda avlopp samt dagvatten. I genomsnitt är delavrinningsområdena 35 km 2. Nästa nivå i indelningen är de s.k. PLC5- områdena, vars areor ligger i storleksordningen 250-400 km 2 i södra Sverige. HBV-NP modellen har satts upp på PLC5-områdesskalan, vilket innebär att avrinning och retention har beräknats i den skalan. PLC5-uppsättningen har sedan förfinats längs kusterna för att anpassa den till vattenförvaltningens kustvattenförekomster inom HOME Vatten, ett modellsystem för klassificering och åtgärdssimulering där HBV-NP modellen ingår. Med den senare uppsättningen som underlag har en ny modelluppsättning tagits fram, där de våtmarker som sammanställts i detta projekt har lagts in. 12

Syftet med detta projekt har varit att beräkna avskiljningen av kväve och fosfor i de anlagda våtmarkerna mellan 1996 och 2006 i södra Sverige. Eftersom det inte finns omfattande mätningar har vi uppskattat effekten genom att jämföra modellberäkningar med respektive utan våtmarker inlagda i HOME Vattens modelluppsättning. Våtmarksavskiljningen har beräknats med en våtmarksmodul, som kalibrerats med hjälp av mätdata från ett antal våtmarker. I övrigt har modelluppsättningarna varit identiska. Beräkningarna har gjorts för tidsperioden 1985-2006 för att kunna bedöma våtmarkernas effekt oberoende av mellanårsvariationer i vädret. 13

Genomförande Utvärderingen av de anlagda våtmarkernas effekt på belastningen till havet har utförts i ett antal steg, som inneburit: insamling av uppgifter om anlagda våtmarker från olika källor, rensning av dubbletter och lagring i ett våtmarksregister automatisk framtagning av tillrinningsområde till anlagda våtmarker med hjälp av GIS-metodik tester och anpassning av metoden utveckling av metod för att lägga in de anlagda våtmarkernas uppgifter till HBV-NP modellens uppsättning insamling av mätdata från anlagda våtmarker kalibrering av modellen med mätdata från anlagda våtmarker och val av våtmarksparametrar för kväve och fosfor modellanpassningar modellkörningar med och utan anlagda våtmarker framtagning av osäkerheter hos olika indata och variabler modellkörningar för osäkerheter hos olika indata och variabler resultatsammanställning och visualisering utvärdering Insamling av våtmarksdata Uppgifter som krävs för att lägga in våtmarker i HBV-NP modellen är: våtmarksarea djup belägenhet typ av våtmark storlek på våtmarkens tillrinningsområde tillrinningsområdets markanvändning Våtmarker anlagda mellan 1996 och 2006 har insamlats från flera databaser, från Jordbruksverket (våtmarker med LBU-stöd), från Våtmarkscentrum (våtmarker med LIP-stöd och LBU-stöd fram till 2002) och slutligen har ett antal länsstyrelser (AB, H, I, M, O) levererat uppgifter direkt till projektet efter förfrågan. Det finns således en viss överlappning mellan de olika leveranserna. Jordbruksverkets utdrag ur databasen Ararat omfattar ca 2 000 våtmarksobjekt med enbart uppgift om läge och area. På grund av olika stöd är en del av våtmarkerna uppdelade i flera objekt. Våtmarkscentrums databas omfattar ca 1 100 våtmarksobjekt varav ca 270 st våtmarker med stöd från LIP. Från länsstyrelserna har vi erhållit ca 1 160 st våtmarker, som fått LBU- och LIP-stöd, dvs. inte enbart åtgärd för ren jordbruksmark utan även för biologisk mångfald liksom för enstaka dagvattendammar. 14

I insamlade data har våtmarkernas geografiska läge representerats på olika sätt: i materialet från Länsstyrelserna fanns flertalet våtmarker representerade som en punkt med kända koordinater (ca 1 160 st). Dessutom fanns GISskikt med polygoner som visar det exakta läget för ca 925 av våtmarkerna materialet från Jordbruksverket och Våtmarkscentrum bestod av enbart Excelfiler. Uppgifter om läge fanns för vissa våtmarker i form av koordinater, för andra var de angivna som ID-nr för jordbruksblock. För vissa våtmarker saknades dock uppgifter om läge (ca 150 st) och för ett mindre antal (ca 25 st) var uppgifterna angivna i ett lokalt koordinatsystem. Det fanns inte möjlighet att inom projektets ram transformera dessa till RT90-koordinater. För de våtmarker där endast jordbruksblock fanns angivet, togs den våtaste punkten fram, dvs. den punkt inom blocket som har störst tillrinning. Denna punkt användes därefter för att beteckna våtmarkens läge i de fortsatta beräkningarna. Detta innebär alltså ett antagande om att våtmarken är placerad i den våtaste delen av blocket. Eftersom ett ganska stort antal våtmarker fått olika typ av stöd, t.ex. anläggningsbidrag och skötselbidrag, förekommer en mängd dubbletter i materialet. Dessutom finns samma våtmarker i många fall både i filerna från Jordbruksverket, Våtmarkscentrum och i materialet från länsstyrelserna. Utsorteringen har gjorts geografiskt, dvs. våtmarkerna har plottats upp, deras läge har jämförts och dubbletter har tagits bort. 350 våtmarker fanns både i materialet från länsstyrelserna och från Jordbruksverket/Våtmarkscentrum. Eftersom informationen från länsstyrelserna var mer heltäckande användes uppgifterna därifrån i första hand. Det är dessutom inte uteslutet att våtmarker för vilka uppgifter om läge saknas i en leverans trots allt finns med i det material som sedan använts, eftersom de kan förekomma i en annan leverans. Tre rapporterade våtmarker är belägna i Dalälvens tillrinningsområde och en nära Söderhamn, dvs. i tillrinningsområdet till Bottenhavet. Dessa har inte medtagits i den senare analysen. I det våtmarksregister som upprättats inom detta projekt finns 1 574 våtmarker (4 135 ha) med unika identiteter, när dubbletter rensats ut (se figur 1). 15

Figur 1. Röda punkter visar våtmarker för vilka data kommer från länsstyrelserna, blå punkter visar läget för de våtmarker där data enbart kommer från Jordbruksverket och Våtmarkscentrum. I bakgrundskartan visas skog i grönt och öppen mark är gul. Tillrinningsområdet har automatiskt tagits fram med hjälp av GIS-metodik baserat på Lantmäteriets höjddatabas liksom markanvändning (baserat på PLC5-indata). Det har dock krävts en anpassning av metoden, vilken beskrivs nedan. Markanvändningen har använts för att beräkna det tillrinnande vattnets medelkoncentration av kväve och fosfor och är tillsammans med simulerat flöde ett mått på tillrinningsområdets belastning på våtmarken, och i sin tur dess reningseffektivitet. Metodik för bestämning av markanvändning beskrivs nedan. För mer än hälften av våtmarkerna saknas uppgifter om våtmarkstyp och medeldjup finns enbart angivet för ett litet antal våtmarker. Där dessa saknas har vi fått ansätta dem enligt vissa framtagna regler. 16

Bestämning av våtmarkers tillrinningsområde Metodik för automatisk avgränsning av tillrinningsområden Programmet ArcHydro har använts för att från Lantmäteriets digitala höjddatamodell ta fram tillrinningsområden utifrån våtmarkens position. Den digitala höjdmodellen representeras som en grid med 50 meter mellan mätpunkterna. Då den togs fram av Lantmäteriet var syftet att den skulle användas vid framställning av ortofoton. Underlag för modellen kommer bland annat från höjdkurvor som digitaliserades från kartor, höjdprofiler som digitaliserades från glasplåtar samt höjdprofiler som lagrats på magnetband. Höjdmodellens noggrannhet, medelfel, är ca två meter, vilket innebär en stor osäkerhet i analysen, speciellt i jordbruksområden som ofta är relativt flacka. I ArcHydro finns möjlighet att justera höjddata för att förbättra möjligheterna att få fram ett så korrekt tillrinningsområde som möjligt. Detta görs t.ex. genom att felaktiga sänkor i höjdmodellen fylls. Vidare kan man bränna ner vattendrag, för att säkerställa att vattendragen ligger lägre än den närmaste omgivningen. Detta senare testades, men medförde oönskade bieffekter och därför användes inte den funktionen. Som utgångspunkt för avgränsningen av tillrinningsområden angavs våtmarkspolygonen i de fall en sådan fanns tillgänglig. I andra fall utgick man från en punkt; angivna koordinater användes då sådana fanns och om även denna information saknades användes koordinaterna för våtaste punkten som beskrivits ovan. För att säkerställa att hela polygonen inkluderades i avgränsningen svälldes polygonerna med 25 meter, vilket motsvarar en halv pixel. Även punkterna svälldes med 25 meter (se figur 2). 17

Figur 2. Automatisk avgränsning utgående från våtmarkspolygoner. Röda punkter visar våtmarkernas läge enligt koordinater, ljusgula områden visar våtmarkspolygonernas läge. Det blå området motsvarar den 25 meter breda zon som lades till våtmarkerna. Orange områden visar tillrinningsområdena med automatisk framtagning. Observera att det orange området i söder utgör ett angränsande tillrinningsområde. För majoriteten av våtmarkerna från länsstyrelserna fanns polygoner som visar våtmarkens läge, och dessa användes för att avgränsa tillrinningsområdena. Eftersom punkter med kända koordinater fanns för de flesta våtmarker kunde vi jämföra punktens läge med polygonens läge, och det visade sig att punkten i många fall låg strax utanför våtmarken. I de fall enbart en punkt har använts för att göra avgränsning av tillrinningsområdet finns alltså en risk att våtmarkens läge inte är exakt. Figur 3 visar ett exempel på detta. 18

Figur 3. Den blå punkten visar våtmarkens läge (liggande på en höjd) enligt angivna koordinater. Det blå/gröna området visar våtmarkspolygonens läge. Avståndet mellan punkten och våtmarkspolygonen är ca 70 m. Avgränsning av tillrinningsområde har gjort med utgångspunkt från polygonen. De våtmarker för vilka data samlats in finns i hela södra Sverige (figur 1), vilket medför att stora datamängder hanteras. En länsvis uppdelning av data gjordes när tillrinningsområdena togs fram, eftersom ArcHydro inte kan hantera så stora datamängder. Kartskikt som visar flödesriktning togs fram utgående från höjdmodellen. Dessa ligger till grund för avgränsningen av tillrinningsområden. Figur 4a-c visar ett exempel på höjdmodell, flödesriktningsbild samt avgränsade tillrinningsområden för ett område norr om Ystad. 19

Figur 4a. Höjdmodell över ett område norr om Ystad. Röda punkter visar våtmarkernas position. Figur 4b. Flödesriktningsbild som ligger till grund för avgränsningen av tillrinningsområden, samt framtagna tillrinningsområden. Figur 4c. Tillrinningsområden med översiktskarta som bakgrund. De första försöken att göra automatiska avgränsningar av tillrinningsområden var dock problematiska. Förutom de systematiska fel som beskrivs nedan uppstod problem till exempel på grund av att en våtmark i många fall är uppdelad i ett flertal polygoner, vilket får till följd att flera tillrinningsområden bildas. Dessa måste då slås ihop, vilket kräver manuell kontroll. Anpassning av automatisk avgränsning av tillrinningsområde Inledningsvis togs tillrinningsområden till ca 100 våtmarker från länsstyrelsematerialet fram med automatisk metodik och kontrollerades med hjälp av terrängkartan. Den automatiska metoden utgår enbart från höjddata och de framtagna tillrinningsområdena visade ett antal systematiska fel. Ett antal tillrinningsområden skar t.ex. genom vattendrag. Att tillrinningsområden skär vattendrag borde naturligtvis inte vara möjligt. Anledningen är förmodligen att höjdmodellen är av sådan kvalitet att den ger upphov till fel i den flödesriktningsbild som framställs ur höjddata. Vattendelare uppkommer således på fel ställen, vilket ger upphov till denna typ av problem. Ett annat fel var att våtmarker som mynnade i rör/dike i ett vattendrag erhöll tillrinningsområden på båda sidorna om vattendraget och fick formen som fjärilsvingar. För att minska osäkerheten vid framtagning av våtmarkernas tillrinningsområde delade vi därför in samtliga våtmarker där nödvändig information fanns i tre grupper nedan kallade klass 1, 2 och3 och ansatte regler för dessa: 1) För våtmarker som benämns i vattendrag eller sidodamm utgörs tillrinningsområdet av hela ån eller bäckens tillrinningsområde (figur 5a). Löses genom manuell kontroll att hela vattendragets tillrinningsområde inkluderas uppströms våtmarken. 20

2) För våtmarker som klassats som dränering, rör och där våtmarken mottar vatten från diken osv., vilket sedan dräneras till vattendraget får man i regel med tillrinningsområde på båda sidorna av vattendraget. Detta löses genom att det automatisk framtagna tillrinningsområdet delas vid vattendraget och genom att skära bort delen med den minsta arean (ett antagande vi gjort för att i alla fall inte underskatta tillrinningsområdet) (figur 5b). 3) För våtmarker som klassas som grundvatten, rör och som ligger långt från vattendrag används den automatiska avgränsningen utan anpassningar. Figur 5a. Tillrinningsområden för våtmarker av typ 1 (blå punkter). Bruna områden visar tillrinningsområden före editering, orangeröda områden visar tillrinningsområden då hela vattendraget uppströms våtmarken inkluderats i den automatiska avgränsningen av tillrinningsområdet. Figur 5b. Tillrinningsområde för våtmark av typ 2 (blå punkt). Det automatiskt framtagna tillrinningsområdet skar ett vattendrag och delades därför manuellt längs vattendraget; det bruna området togs bort och det orangeröda behölls. Vi har senare noterat att termen sidodamm även kan beteckna en damm nära vattendraget, men som får sitt vatten utifrån och inte från vattendraget. Vi kan dock inte skilja ut dessa. Framtagningen enligt reglerna har inneburit extra procedurer och varit arbetskrävande. För våtmarker av klass 1 innebar det att hela vattendraget uppströms våtmarken inkluderades i en ny beräkning av tillrinningsområdet. Med digitala kartor som bakgrund digitaliserades området kring vattendraget. Att ta ut vattendraget uppströms våtmarken automatiskt testades, men visade sig svårt, eftersom 21

det i många fall var fråga om mindre vattendrag som inte finns i SVAR-databasen. Det var då nödvändigt att använda terrängkartan och i vissa fall fastighetskartan, och de finns tillgängliga bara som bakgrundsbilder, dvs. vattendragen kunde inte användas för analyser. Det digitaliserade området användes som indata för en kompletterande avgränsning av tillrinningsområdena och resultaten sattes samman med dem som erhållits tidigare för själva våtmarkspolygonen. Detta illustreras i figur 5a. Även för våtmarker av klass 2 gjordes försök att låta vattendrag skära av polygonen automatiskt, men liksom för klass 1 fungerade det inte på grund av begränsningar i SVAR-data, varför tillrinningsområdena fick delas manuellt. Vägar skär ofta av dräneringen och diken längs dem kan leda bort vatten, men vi bedömde det inte realistiskt att göra försök till avpassningar för att ta hänsyn till det. Våtmarker som ligger som ett pärlband längs ett vattendrag skulle kräva att hela modelluppsättningen delades upp med ett delområde för vardera våtmark för att vara möjlig att beräkna effekten av på ett helt riktigt sätt. Dessa våtmarker får delvis överlappande tillrinningsområden och vi har löst det så att våtmarkernas area summeras och får det största tillrinningsområdet, dvs. tillrinningsområdet till den längst ner belägna våtmarken. Uppgifter om typ (enligt klass 1, 2 och 3) av våtmark finns för knappt 800 av länsstyrelsevåtmarkerna och för ca 25 % av övriga våtmarker, dvs. för ca 1 000 våtmarker. För resterande våtmarker har vi använt automatisk avgränsning utan dessa regler, vilket ökar osäkerheten. Manuella kontroller mot kartan har dock gjorts för de resterande våtmarkerna och uppenbara felaktigheter har rättats till. Den automatiska avgränsningen gav såväl för små områden som för stora. Figur 6 visar ett extremt exempel där den automatiska avgränsningen resulterat i för stort område. 22

Figur 6. Jämförelse av automatisk avgränsning och manuell avgränsning. I detta fall har den automatiska metoden lett till en kraftig överskattning. Det orangeröda området visar det automatiskt avgränsade området, där de tre våtmarkernas tillrinningsområden slagits samman till ett stort. De bruna områdena visar manuellt framtagna tillrinningsområden. Jämförelse av automatiskt framtagna tillrinningsområden med angivna areor i indata från Länsstyrelserna I länsstyrelsematerialet finns tillrinningsområden som är avgränsade på topografisk karta samt genom fältbesök för ca 300 våtmarker. Detta gjorde det möjligt att göra en jämförelse mellan dessa och de med automatik framtagna tillrinningsområdena för samma våtmarker. I figur 7 redovisas hur kvoten mellan angivet tillrinningsområde och automatiskt framtaget varierade. Enligt denna analys dominerar antalet med en underskattning med automatisk framtagning av tillrinningsområdet, men det är svårt att bedöma om detta gäller generellt för hela materialet. 23

120 100 80 Antal 60 40 20 0 0,1 0,25 0,5 0,75 1 5 25 50 75 100 Kvot mellan angivet tillrinningsområde och automatiskt framtaget >100 Figur 7. Variation i kvot mellan angivet tillrinningsområde och automatiskt framtaget tillrinningsområde. För 106 våtmarker (den största stapeln) var det i länsstyrelsematerialet angivna tillrinningsområdet ca 5 ggr större än det med automatik framtagna. För 31 st tillrinningsområden var kvoten 1 och alltså en överensstämmelse mellan det i länsstyrelsematerialet angivna och det med automatik framtagna. Bestämning av markanvändning för tillrinningsområdet till våtmarker Som indata till HBV-NP modellen krävs markanvändningsinformation för våtmarkernas tillrinningsområde som underlag för att beräkna belastningen på våtmarken. För varje våtmarks tillrinningsområde har uppgifter om markanvändning tagits fram. Marktäckedata kommer ursprungligen från Röda kartan samt grödor från 2005 års IAKS-data 1. Jordart, lutning och fosforklass för jordbruksmarken kommer från PLC5:s markanvändningsdata på delavrinningsområdesnivå för huvudavrinningsområden och HOME-Vattenindelning för det kustnära området. Ett tillrinningsområde kan bestå av delar belägna i olika delavrinningsområden, som i sin tur kan ha olika jordarts-, fosfor- och lutningsklasser. För varje tillrinningsområde har arean bestämts för varje förekommande kombination av gröda, jordart, lutnings- och fosforklass för jordbruksmarken samt arean för skog, myr, övrig öppen mark och tätort. Tillrinningsområdena bör normalt inte kunna skära vattendelare och gå in i flera PLC5-områden, vilket dock noterades i ett flertal fall (se t.ex. figur 8). I de flesta fall rörde det sig om små områden längs kanterna av de avgränsade tillrinningsområdena, vilket kan bero på pixligheten hos höjddata med relativt låg upplösning. Ibland rör det sig dock om större områden. 1 IAKS = Databas baserad på jordbrukarnas årliga uppgifter om odlad areal av olika grödor 24

Figur 8. Orange områden visar automatiskt framtagna tillrinningsområden. Blå punkter är våtmarker. Gröna linjer visar gränser för delavrinningsområden, lila linjer visar beräkningsområden (PLC5-områden). I södra delen av tillrinningsområdet överensstämmer de två uppdelningarna och de lila linjerna ligger ovanpå de gröna. I den fortsatta behandlingen av de automatiskt framtagna tillrinningsområdena har områden som skär in i angränsande PLC5-områden listats. Det deltillrinningsområde som är störst har sparats för den fortsatta analysen, medan tillrinningsområden i angränsande PLC5-områden tagits bort. Alla stora areor som tagits bort har kontrollerats manuellt för att se om det är rimligt. Erfarenheter från framtagning av tillrinningsområdes area och markanvändning Att automatiskt ta fram tillrinningsområden från Lantmäteriets höjddata är svårt; i synnerhet i jordbruksområden som ofta är relativt flacka. Använda höjddata har ett medelfel på ca 2 m, vilket innebär att den flödesriktningsbild som skapas från höjddata kan innehålla stora fel. Detta är förmodligen orsaken till många av de fel och problem som uppstått vid den automatiska 25

avgränsningen av tillrinningsområden. Ett sådant exempel är de fall då tillrinningsområden skär vattendrag. Lantmäteriet har nu inlett sitt arbete med att ta fram en ny rikstäckande höjdmodell, baserad på laserskannade data. Det tätaste grid man planerar kommer att ha ca 2,5 m mellan gridpunkterna (Lysell och Lithén, 2009). Om denna typ av data hade varit tillgänglig för projektet hade en betydligt noggrannare avgränsning av tillrinningsområden kunnat genomföras. Men den högre noggrannheten skulle också ha inneburit ökade datamängder, vilket kunde ha gjort beräkningarna än mer tidskrävande. Modellbeskrivning och modelländringar i HBV-NP modellen HBV-NP modellen består av en hydrologisk modell, HBV, med kopplade moduler för att beräkna kväve- och fosfortransport, retention och källfördelning. I HBV modellen beskrivs de hydrologiska processerna från det nederbörden faller på marken till avrinning från ett område (Lindström m.fl., 1997). Vattentransporten simuleras från delområde till delområde längs vattendraget tills vattnet når havet. I NP-modulerna summeras kväve- och fosformängder från alla källor (såsom punktkällor och diffus belastning) samman och deras transport simuleras vidare i åar, vattendrag och sjöar. Tidsteget är 1 dygn, men beräkningarna görs i regel för flera år för att få fram flödesnormaliserade resultat. Retentionen av kväve och fosfor simuleras i mark- och grundvatten, i vattendrag och i sjöar med hjälp av ekvationer med parametrar som kalibreras mot mätdata. Modellen beskrivs utförligt i HBV-NP manualen (Pers, 2007) och med tillämpningar i Brandt m.fl. (2008) samt Andersson m.fl. (2005). Modellen finns uppsatt för PLC5- och HOME Vatten 2 -belastningsberäkningar för hela Sverige och är kalibrerad/validerad mot mätdata. I den versionen finns inte anlagda våtmarker inlagda. Effekten av dem finns indirekt med i markretentionen, men deras avskiljning är i stort sett försumbar jämfört med den stora markretentionen från jordbruksmark. Olika typer av våtmarker Våtmarkens funktion för avlägsnande av kväve och fosfor är beroende av bl.a. inflödet av vatten och näringsämnen till våtmarken. I HBV-NP finns möjlighet att lägga in våtmarker på olika sätt. I den ursprungliga modellversionen fanns enbart tre sätt, men dessa har utökats och en omskrivning av modellen för detta projekt har skett för att kunna hantera våtmarker med olika placering i landskapet och med möjligheten att lägga in flera våtmarker i samma område utan att göra om grundmodelluppsättningen för vattendraget och dess avrinningsområdesuppdelning. Det som skiljer våtmarkstyperna åt är mängden vatten och främst den koncentration vattnet har som rinner in i våtmarken. I tidigare modellversioner användes hela 2 HOME-Vatten = Modellbaserat webb-verktyg för analys och åtgärdsplanering inom vattenförvaltningen 26

beräkningsområdets framräknade medelkoncentration för tillflödet till våtmarken, men modellen har i projektet skrivits om så att tillflödet får en koncentration baserat på tillrinningsområdets markanvändning, dvs. om tillflödet enbart kommer från jordbruksmark får det en högre koncentration än om tillflödet kommer från en blandad markanvändning bestående av t.ex. skog och jordbruksmark. En ordlista för modellens våtmarkstermer finns i bilaga 1. En av våtmarkstyperna, som finns i originalversionen är benämnd iwet. Den tar emot en del av den lokala avrinningen inom det delområdet. Den kan inte placeras på ett specifikt ställe inom delområdet utan kommer att ta emot vatten med en medelkoncentration från hela delområdet. Inflödet kommer att vara proportionellt mot den lokala tillrinningen i delområdet baserat på våtmarkens tillrinningsområdesarea jämfört med delområdets area. Inom projektet har två nya våtmarkstyper infogats, benämnda swet och lpwet. Våtmarkstypen swet tar emot en del av den lokala avrinningen inom det delområdet. Inflödet av vatten beräknas på samma sätt som för iwet, medan koncentrationen på inflödet är annorlunda. Till skillnad från en iwet tar en swet emot vatten från en specifik del av delområdet genom att den har specificerad markanvändning i sitt tillrinningsområde (vilket ger en specifik koncentration). Utsläpp från enskilda avlopp och atmosfärsdeposition på lokala sjöar kommer också nå våtmarken. Lpwet är en sidovåtmark inom ett delområde. En sidovåtmark tar bara emot en andel av vattnet från dess tillrinningsområde. För en lokal sidovåtmark specificeras markanvändningen i tillrinningsområdet på samma sätt som för en swet. Utsläpp från enskilda avlopp och atmosfärsdeposition på lokala sjöar kommer också nå våtmarken. Våtmarksmodellen En modellerad våtmarks näringsämnesbelastning (mängden inflödande vatten och koncentrationen av näringsämnen i vattnet) bestäms av hur stort tillrinningsområdet är och vilken markanvändning, jordart samt grödofördelning i jordbruksmarken som finns inom tillrinningsområdet. För våtmarker med tillrinningsområden med specificerad markanvändning (swet och lpwet) har en separat beräkning i modellen tagits fram i projektet för att bestämma koncentrationen på deras inflöde. Beräkningen av koncentration från tillrinningsområden med specificerad markanvändning för en våtmark (swet och lpwet) är förenklad jämfört med beräkningen av koncentrationen från ett delområde i modellen. Beräkningen utgår från förhållandet mellan läckagekoncentrationen från jordbruksmarken i tillrinningsområdet till våtmarken och motsvarande koncentration för hela delområdet. Detta förhållande (kvot) antas vara detsamma efter retention i marken (markretention appliceras bara för kväve) och kvoten används för att skala om markläckaget från jordbruksmark i hela delområdet till jordbruksmarkens bidrag till våtmarkens belastning. Utsläpp från enskilda avlopp och atmosfärsdeposition på lokala sjöar skalas med samma kvot. Läckage från andra markanvändningar (som inte har någon retention i marken) adderas till våtmarken i förhållande till deras andel av tillrinningsområdesarean. 27

Alla våtmarkstyper tar emot den beräknade näringsbelastningen och i modellen simuleras den dagliga våtmarksavskiljningen av kväve och fosfor varefter resulterande utflöde och koncentration fås. Våtmarkerna antas vara fullständigt omblandade och transformationsprocesserna agerar på hela vattenvolymen och näringsämnespoolen. Ämnena oorganiskt kväve, organiskt kväve och totalfosfor simuleras. De tre transformationsprocesserna är avskiljning av oorganiskt kväve, sedimentation av totalfosfor och frigörande av totalfosfor. Transformationsprocesserna antas inte påverka förhållandet mellan löst reaktivt fosfor (SRP) och partikulärt fosfor (PP), då fosforvåtmarksmodulen för närvarande enbart simulerar totalfosfor. Avskiljning (retention) av oorganiskt kväve, som orsakas av denitrifikation är en funktion av våtmarkens area, koncentration av oorganiskt kväve och lufttemperaturen. Koncentrationen är i första hand beroende av andel jordbruksmark och grödofördelningen i våtmarkens tillrinningsområde. Grödofördelningen betyder betydligt mer för koncentrationen än jordarten för kväve (Brandt m.fl., 2008). Avskiljningen beräknas med ekvationen: retention = wret * conc_inorg_wetland * tmean5 * wetland_area där retention är minskningen av oorganiskt kväve i våtmarken (kg d -1 ), wret är en kalibreringsparameter, conc_inorg_wetland är koncentrationen av oorganiskt kväve i våtmarken (mg L -1 ), tmean5 är medellufttemperaturen de senaste 5 dagarna ( o C) och wetland_area är våtmarksytan (km 2 ). Sedimentation av totalfosfor beror på våtmarkens area och koncentration av totalfosfor. Den beräknas med ekvationen: sedimentation = wsedp * conc_totp_wetland * wetland_area * 10 3 där sedimentation är minskningen av totalfosfor i våtmarken (kg d -1 ), wsedp är en kalibreringsparameter, conc_totp_wetland är koncentrationen av totalfosfor i våtmarken (mg L -1 ) och wetland_area är våtmarksytan (km 2 ). Frigörande av fosfor från våtmarken ökar totalfosforkoncentrationen. Frigörelsen kan orsakas av upptag av planktonalger som gör att fosforn stannar i vattenmassan, frisläppning av oorganiskt fosfor från sedimenten eller resuspension av partikulärt bundet fosfor. Frigörelsen modelleras med ekvationen: release = wupt * inflow_conc * (lake_temp temp_coeff) * wetland_area * 10 3 där release är ökningen av totalfosfor i våtmarken (kg d -1 ), wupt är en kalibreringsparameter, inflow_conc är totalfosforkoncentrationen i inflödet till våtmarken (mg L -1 ), och temp_coeff är fasta konstanter, lake_temp är sjötemperaturen beräknad av HBV baserat på medelvärde av lufttemperatur för de senaste 30 dagarna och wetland_area är våtmarksytan (km 2 ). Eftersom temperaturfunktionen är exponentiell har den liten effekt vid låga temperaturer. 28

Framtagning av våtmarksparametrar För att bestämma lämpliga avskiljningsparametrar har vi även sökt efter mätdata från våtmarkers in- och utlopp. Vår strävan inom projektet var att få ta del av mätdata från våtmarker representativa för olika klimat, jordartsförhållande samt grödo-fördelning (olika läckageregioner) i landet. Vi fick tillgång till mätdata från 14 våtmarker i olika delar av landet från kommuner, forskare och konsulter. För att fungera vid en kalibrering för framtagning av parametrar behövs mätdata på in- och utgående koncentrationer minst 1-2 ggr/mån samt mätning/skattning av flöde. Tyvärr visade det sig att ett antal av dessa mätserier hade för få mätningar. Mätningar utförda i de 100 utvalda våtmarkerna i Våtmarkscentrums projekt uppfyllde inte heller kravet för kalibrering på grund av för få mätningar. Av de 14 våtmarkerna använde vi till slut data från 6 våtmarker för kalibrering av kväve och fosfor. Det var mätdata från Södra Stene våtmark i Trosaåns avrinningsområde i Södermanland, mätdata från 4 våtmarker i Örekilsälvens avrinningsområde i Dalsland/Bohuslän (Rubbestad, Åboland, Solberg och Kvarnbäcken) samt mätdata från Ormastorp i Rååns avrinningsområde, Helsingborgs kommun. Dessutom fanns sedan tidigare fosforkalibreringar i 3 våtmarker i Skåne (Tonderski m.fl., 2005) samt kvävekalibreringar i 8 våtmarker i Skåne och Halland (Arheimer and Wittgren, 2002). Kalibreringarna har utförts i Excel, där ovanstående ekvationer för transformationer av kväve och fosfor finns inlagda. I tabell 1 redovisas underlagsdata från de våtmarker som har använts för kalibrering av kväve- och fosforavskiljning. Tabell 1. Underlagsdata för de studerade våtmarkerna, koncentrationerna är årsmedelvärden. Våtmark Area (ha) Djup (m) Tillrinningsområde (km 2 ) Tot-N inflöde (mg L -1 ) Tot-N utflöde (mg L -1 ) Tot-P inflöde (mg L -1 ) Tot-P utflöde (mg L -1 ) Rubbestad 0.6 0.4 1.2 1.7 1.5 0.08 0.07 Åboland 0.2 0.4 2.9 0.7 0.7 0.03 0.04 Solberg 0.2 0.4 0.6 0.5 0.6 0.03 0.03 Kvarnbäcken, 0.2 0.4 1.6 0.7 0.7 0.05 0.05 Vågsäter S Stene 2.3 0.5 11.5 2.2 2.1 0.11 0.14 Ormastorp 1 2.0 2.29 9.1 8.1 0.07 0.06 3 våtmarker i Skåne (Tonderski m.fl., 2005) 8 våtmarker i Skåne och Halland (Arheimer and Wittgren, 2002) 0.65-1 0.75-1.1 0.1-3 0.7-2.1 0.3-0.88 0.07-0.13 0.07-0.11 9.3 (4.6-17.1) 8.6 (3.5-15.4) Mätperioden i dessa sex områden varierar från mindre än ett år till tre år. Södra Stene har den längsta tidsserien med mätdata över tre år, men på grund av omstyrning av vattenflödet genom våtmarken hösten 2005 har enbart det sista året (2007) 29

använts för kalibreringen. Omstyrningen medförde ändrade avskiljningsförhållanden. Först har varje våtmark kalibrerats enskilt och de avskiljningssparametrar som ansågs vara mest optimala för varje våtmark har fastställts. Som slutlig parameteruppsättning har ett medianvärde av alla kalibreringarna beräknats. De enskilt optimala parametrarna ger ett intervall, som har använts i känslighetstesten. Kväve Vid kalibreringen ändras parametern wret så att de simulerade kvävekoncentrationerna (nitrat) i utgående vatten från våtmarken så väl som möjligt överensstämmer med mätdata (se exempel från kalibreringen av våtmarken Ormastorp i figur 9). 16,0 14,0 NO3-N_ut_calc NO3-N_ut_obs 0-läge 12,0 NO3-N (mg/l) 10,0 8,0 6,0 4,0 2,0 0,0 97-09-27 98-04-15 98-11-01 99-05-20 99-12-06 00-06-23 01-01-09 01-07-28 02-02-13 02-09-01 03-03-20 Datum Figur 9. Graf över den individuella kalibreringen av våtmarken vid Ormastorp i Helsingborgs kommun. Mörkt blå symboler visar den av modellen simulerade koncentrationen av nitrat i utgående vatten från våtmarken, de rosa kvadraterna visar de observerade (uppmätta) värden i utloppet som modellen kalibrerades emot för att få fram parametern wret optimal. Den ljust blå linjen visar simulerad koncentration av nitrat i utgående vatten då parametern wret är angiven som 0. Den framtagna optimala avskiljningsparametern (areabaserad retentionshastighet wret) för kväve i respektive våtmark framgår av tabell 2 liksom årsvärde för kväveavskiljningen med den optimala parametern. Utifrån denna och tidigare kalibrering har vi valt ett medianvärde för våtmarksparametern på 2.8 meter dygn -1 ºC -1, som har fått gälla för hela södra Sverige. I känslighetstesten har vi dessutom använt min- och max-värdet 2.3 respektive 10. I tabell 2 redovisas även årsvärdet på kväveavskiljningen beräknad med den valda medianparametern, för den minsta (min) och den största (max) parametern. 30

Tabell 2. Våtmarksparametrar vid individuell kalibrering för kväve samt avskiljning i våtmarker med olika parameterval. Våtmark wret optimal (m dygn -1 ºC -1 ) Retention optimal (kg ha -1 år -1 ) Retention wret 2.8 (median) (kg ha -1 år -1 ) Retention wret 2.3 (min) (kg ha -1 år -1 ) Retention wret 10 (max) (kg ha -1 år -1 ) Rubbestad 2.8 73 73 61 214 Åboland 10 48 15 13 48 Solberg 7 28 11 9 40 Vågsäter 2.5 7 8 7 26 S Stene 2.5 15 15 14 21 Ormastorp 6 1000 524 440 1496 Tidigare kalibrering (8 våtmarker) (Arheimer and Wittgren, 2002) 2.3 (0.7-12) 29-1186 301-1101 Kväveavskiljningen har beräknats till mellan 7 1 000 kg ha -1 år -1 med de optimalt kalibrerade våtmarksparametrarna, medan den vid tidigare kalibreringar för 8 våtmarker i Skåne och Halland varierade mellan 29 och 1 186 kg ha -1 år -1 (Arheimer and Wittgren, 2002). I den tidigare kalibreringen i Halland motsvarade vald median våtmarksparameters min-värde i denna kalibrering. Den höga avskiljningen i de halländska våtmarkerna trots den låga retentionsparametern (2.3), som valdes där, beror sannolikt på att kvävekoncentrationen in i de halländska våtmarkerna ligger betydligt högre (7.5 17.1 mg L -1 ), än i de nu studerade våtmarkerna. Detta indikerar att vi borde ha olika regionala parameteruppsättningar, men antalet våtmarker med mätserier är för få för att ta fram uppsättningar regionalt. Fosfor Det är svårare att i modellen fånga den naturliga variationen i mätdata för fosfor än för kväve och därför är kalibrering av fosforavskiljningen mer osäker än den för kväve. De använda ekvationerna för sedimentation av totalfosfor med parametern wsedp och tillförsel av totalfosfor med parametern wupt är hämtade från Tonderski m.fl. (2005). Parametrarna fungerar på helt skilda sätt; wsedp avskiljer fosfor och wupt tillför fosfor. Avskiljning av fosfor kan ske i våtmarken när partikulärt fosfor sedimenterar och detta kan ske snabbt även vid korta uppehållstider. Parametern för tillförsel av totalfosfor wupt är tydligt temperaturberoende vid högre temperaturer för att simulera produktion av planktonalger under sommaren samt frisläppning av fosfor från sediment vid syrebrist. Tas fosforn upp av planktonalger så kan algerna sedan följa med partiklar i det avrinnande vattnet och därmed bidra till fosfortransporten. Tillförsel av partikulärt fosfor från sediment till vatten i våtmarken kan ske vid resuspension vid höga vattenhastigheter och flöden, vilket dock inte simuleras i dagens modell. Resuspension var t.ex. tydlig i mätdata från våtmarken S Stene vid en kraftig vårflod 2005, vilket gav ett tydligt fosforutflöde. Likaså steg fosforkoncentrationerna i utflödet samma år vid kraftig isläggning och syrebrist i våtmarkens bottenvatten. 31