Fosforutsläpp till vatten år 2010

Fosforutsläpp till vatten år 2010 delmål, åtgärder och styrmedel Rapport 5364 maj 2004

Fosforutsläpp till vatten år 2010 - delmål, åtgärder och styrmedel NATURVÅRDSVERKET

Beställningar Ordertel: 08-505 933 40 Orderfax: 08-505 933 99 E-post: natur@cm.se Postadress: CM-Gruppen, Box 11 093, 161 11 Bromma Internet: www.naturvardsverket.se/bokhandeln Naturvårdsverket Tel 08-698 10 00, fax 08-20 29 25 E-post: natur@naturvardsverket.se Postadress: Naturvårdsverket, SE-106 48 Stockholm Internet: www.naturvardsverket.se ISBN 91-620- 5364-7.pdf ISSN 0282-7298 Naturvårdsverket 2004 Elektronisk publikation Omslagsfoto: Hans Kongbäck/N

Förord På uppdrag av regeringen redovisar Naturvårdsverket förslag till precisering av delmål 2 om fosforutsläpp till vatten inom miljökvalitetsmålet Ingen övergödning. Utöver preciseringen av delmålet har olika möjliga åtgärder och styrmedel inom olika sektorer analyserats och förslag lämnas på nya styrmedel. Kostnaderna och de statsfinansiella effekterna av de nya förslagen har också beskrivits. Uppdraget har genomföras i samverkan med Jordbruksverket och andra berörda myndigheter. Projektledare har varit Håkan Staaf. I arbetet har i övrigt deltagit Eva Bivall, Erik Nyström, Lars Klintwall, Kersti Linderholm, Ulrika Lindstedt, Kerstin Rosén Nilsson, Ingrid Rydberg, Anders Widell och Elisabeth Öhman. Från Jordbruksverket har deltagit Karin Johansson och Janne Linder. Arbetet har letts av en styrgrupp i vilken Robert Andrén, Tor Borinder, Anders Johnson, och Marie Larsson har deltagit. 3

4

Innehåll Förord.. 3 Innehåll 5 Sammanfattning... 7 Summary 10 1 Bakgrund.. 13 1.1 Miljökvalitetsmålet ingen övergödning 13 1.2 Uppdraget. 13 1.3 Uppdragets syfte och genomförande. 14 2 Miljötillstånd och effekter 15 2.1 Generellt om fosfor och övergödningen av våra vatten.. 15 2.2 Fosfortillståndet i sjöar och vattendrag.. 16 2.3 Fosfortillståndet i havet 18 2.4 Effekter av övergödning 19 3 Fosforutsläpp och belastning på vatten och hav 23 3.1 Utsläpp av fosfor till vatten. 23 3.2 Utsläppsförändring 1995-2000.. 25 3.3 Hur har utsläppen förändrats sedan 1940-talet?.. 26 3.4 Belastningen på kust och hav.. 29 3.5 Belastning på Östersjön från andra länder 31 4 Insatser mot fosforutsläpp och förväntad utsläppsminskning till 2010 32 4.1 Jordbruk.. 32 4.2 Skogsbruk 36 4.3 Enskilda avlopp 38 4.4 Kommunala reningsverk.. 41 4.5 Dagvatten. 43 4.6 Industri. 45 4.7 Fiskodlingar.. 47 4.8 Sammanställning av förväntade utsläppsförändringar 1995-2010.. 49 5. Ett nytt delmål 50 5.1 Tidigare utsläppsmål. 50 5.2 Mål inom ramdirektiv för vatten 51 5.3 Nationella och/eller regionala mål. 51 5.4 Hur skall delmålet avgränsas? 52 5.5 Kvantifiering av delmålet 54 6 Möjliga åtgärder för att minska utsläppen till 2010 utsläppsminskning till 2010. 56 6.1 Jordbruk 56 6.2 Skogsbruk. 62 5

6.3 Enskilda avlopp 63 6.4 Dagvatten. 64 6.5 Kommunala reningsverk.. 65 6.6 Industri. 68 6.7 Fiskodlingar. 68 7 Förslag 70 7.1 Nytt delmål om fosfor. 70 7.2 Åtgärder och styrmedel 71 8 Konsekvensanalys 76 8.1 Åtgärdernas miljönytta.. 76 8.2 Ekonomiska effekter. 77 Förkortningar. 81 6

Sammanfattning Med anledning av det fortsatta arbetet med de 15 miljökvalitetsmålen har Naturvårdsverket fått i uppdrag av regeringen att lämna förslag till precisering av delmål 2 inom miljökvalitetsmålet Ingen övergödning. Detta delmål avser vattenburna utsläpp av fosfor till vatten och anger att utsläppen skall minska kontinuerligt mellan 1995 och 2010. Naturvårdsverket föreslår att delmålet ges följande lydelse: Fram till 2010 skall de svenska vattenburna utsläppen av fosfor från mänsklig verksamhet till sjöar, vattendrag och kustvatten ha minskat med minst 20 % från 1995 års nivå. Naturvårdsverket föreslår vidare, med tanke på de stora osäkerheter som råder kring utsläppsstatistiken, att delmålet endast skall uttryckas som ett procentmål. Delmålet avser belastningen på alla vatten, såväl inlandsvatten som kust, och omfattar utsläpp från följande källor: jordbruk, skogsbruk, enskilda avlopp, kommunala reningsverk, dagvatten, industri och fiskodlingar. Fosfor ger biologiska effekter både i inlandsvatten, kust och hav och detta är huvudargumentet för att ej avgränsa delmålet regionalt. Sverige har dessutom inom ramen för EG:s avloppsvattendirektiv (91/271/EEG) pekat ut samtliga vatten som känsliga för fosforutsläpp. Ett mål för belastningen på havet har övervägts, men ett sådant kan inte formuleras i dagsläget. Det saknas ännu beräkningsmodeller för hur processer i sjöar och vattendrag påverkar transporten av fosfor från inlandskällor till kusten. Utsläppen av fosfor från punktkällor är relativt väl dokumenterade tillbaka till 1970-talet, medan de diffusa källorna endast har uppskattats vid några få tillfällen och med högst varierande resultat. Vid de beräkningar som gjorts för 1995 och 2000, men inte tidigare, har jämförbar metodik utnyttjats för diffusa källor. Den samlade fosforbelastningen på vatten från mänsklig verksamhet för år 1995 utgjorde 3 600 ton, fördelat på jordbruk (49 %), skogsbruk (1%), enskilda avlopp (18 %), dagvatten (4 %), reningsverk (15 %), industrier (11 %), fiskodlingar (1%). Därtill kommer en naturlig bakgrundsbelastning från skogsmark, myrar, fjäll och jordbruksmark av samma storleksordning. En analys av tillgängliga historiska utsläppsdata tyder på att dagens utsläppsnivå för fosfor ligger i nivå med eller under 1940-talets. Jämfört med 1970 års nivå ligger dagens utsläpp på en fjärdedel. En halvering av växtnäringsförlusterna från 1985-1987 har inte nåtts för fosfor, och kommer heller inte att klaras med det nu föreslagna delmålet. Trots detta kan man konstatera att åtgärdsarbetet varit framgångsrikt och att utsläppen av fosfor till vatten under de senaste 30 åren minskat avsevärt mer än för kväve. Det föreslagna delmålet innebär ett reduktionsbeting på 720 ton/år till år 2010. Nollalternativet, d.v.s. den förväntade utsläppsminskningen under perioden 1995-2010 utan nya styrmedel, har bedömts till mellan 415 och 705 ton/år (12 % till 19 %). Intervallet indikerar osäkerheten kring jordbrukets utsläppsminskning mellan 1995 och 2000. Gjorda beräkningar indikerar att jordbrukets utsläpp minskat med hela 340 ton/år under 7

den perioden, men en sådan reduktion kan inte bekräftas av data från miljöövervakning och fältförsök. En avvägd bedömning är att nollalternativet bör ligga mellan 550 och 600 ton och att det krävs åtgärder för ca 150 ton P/år utöver nollalternativet för att nå delmålet. Nya åtgärder och styrmedel föreslås inom jordbruk, skogsbruk samt för enskilda avlopp. För jordbruket föreslås en översyn av djurtäthetsreglerna för att säkerställa att den genomsnittliga tillförseln av fosfor till jordbruksmark med stallgödsel inte överstiger 22 kg P/ha och år. Vidare föreslås att miljöersättningarna för skyddszoner utvidgas till att även omfatta ytvattenbrunnar, att rådgivnings- och utbildningsprogrammet Greppa Näringen säkerställs till 2006, och därefter förlängs till 2010, samt att ett samlat forskningsprogram om fosforförluster från jordbruksmark initieras. För skogsbruket föreslås riktad rådgivning om hur man reducerar växtnäringsförluster till vatten. Föreslagna åtgärder för att förbättra enskilda avlopp är bl.a. nya riktlinjer för små avloppsanläggningar, bidrag till gemensamhetsanläggningar, att utreda kommunala avloppsplaner samt inrättande av ett nationellt kompetenscenter för kunskapsförsörjning till kommuner och fastighetsägare. När det gäller industri, reningsverk, fiskodling och dagvatten föreslås inga nya styrmedel. De angivna utsläppen år 2010 från dessa källor baseras på en bedömning av den sannolika utvecklingen som följd av miljöprövning, spontan teknikutveckling samt aktörernas egna ambitioner. Åtgärderna för att uppnå delmålet kommer att resultera i långsiktigt minskande halter av fosfor i vattnen, vilket bidrar till att reducera övergödningsproblemen i sjöar och vattendrag. Tidsfördröjningen mellan åtgärd och effekt kan dock vara avsevärd på grund av det fosforminne som ligger inbäddat i mark och sediment; för övergödda sjöar flera decennier eller ännu längre. Belastningen av fosfor på haven kommer också att minska, men miljönyttan för havet beror delvis på var åtgärderna lokaliseras och i vilken mån åtgärder också görs för att minska kvävebelastningen. Störst effekt får man i kustnära områden efter Östersjökusten. Effekterna för havsmiljön i stort avgörs dock av de samlade insatserna i alla de länder som belastar Östersjön och Västerhavet. Kostnaden för att reducera fosforutsläpp till vatten varierar mycket, mellan 0 och 70 000 kr/kg P. Många åtgärder inom jordbruket har relativt låg kostnadseffektivitet eftersom fosforförlusterna per hektar är små, liksom intäkterna genom sparad växtnäring. Kostnaderna kan dock reduceras avsevärt om man väljer åtgärder som samtidigt reducerar kväveläckage eller skapar andra nyttigheter. Åtgärder som sänker fosforhalterna i näringsfattiga vatten är inte kostnadseffektiva, eftersom de kan minska retentionen av kväve och därmed bidrar till att öka kvävebelastningen på havet. De årliga kostnaderna för de föreslagna nya åtgärderna kan inte beräknas fullt ut, eftersom revisionen av djurtäthetsreglerna och nya Allmänna råd för små avloppsanläggningar inte är klara. De övriga förslagen leder till en årlig kostnad på 5 miljoner kr för jordbruket och ca 180 milj.kr för staten/eu. Delmålet kommer att leda till en förbättring av miljötillståndet, men det är sannolikt otillräckligt för att generationsmålet Ingen övergödning skall kunna nås. Ytterligare insatser krävs, bl a för att reducera kväveutsläppen. Dessutom sker åter- 8

hämtningsprocesserna i naturen så långsamt att ett acceptabelt miljötillstånd är svårt att nå för alla vatten till år 2020. De lokala och regionala åtgärdsprogram som skall upprättas med anledning av EG:s ramdirektiv för vatten är särskilt viktiga för att styra åtgärderna dit de bäst behövs, men också för att få till stånd ytterligare reduktion av fosforutsläppen. Ramdirektivet kommer sannolikt att innebära krav på ytterligare åtgärder mot fosforutsläpp i områden med störst övergödningsproblem. 9

Summary In connection with ongoing efforts to fulfil fifteen environmental quality objectives, the Swedish Environmental Protection Agency has been charged by the government to submit a proposal for a more precise definition of interim target 2 under the environmental quality objective Zero eutrophication. This interim target refers to waterborne discharges of phosphorus, and it stipulates that such discharges shall steadily decrease during the period from 1995 to 2010. The Swedish Environmental Protection Agency proposes that interim target 2 shall be defined as follows: By 2010 waterborne anthropogenic emissions of phosphorus into lakes, streams and coastal waters will have decreased by at least 20 percent compared with their amount in 1995. Further, considering the great uncertainty surrounding statistics on such discharges, the Swedish Environmental Protection Agency proposes that the interim target shall be expressed in terms of a percentage. The interim target refers to the total phosphorus load from human activities on all surface waters, both inland and coastal, and includes discharges from the following sources: agriculture, forestry, single-household on-site sewage treatment, municipal sewage treatment plants, surface run-off water, industry, and fish farms. Phosphorus has biological effects on inland, coastal and open-sea waters, which is the main reason for not imposing geographical limits on the interim target. In connection with the EC Urban Waste Water Treatment Directive (91/271/EEG), Sweden has also identified all waters within its boundaries to be sensitive to discharges of phosphorus. The possibility of establishing an objective for total phosphorus load in the sea has been considered. But no such objective can be formulated at present, as there are no suitable models for calculating how retention processes affect the transport of phosphorus from inland sources to the coast. Discharges of phosphorus from point sources are relatively well-documented from the 1970s onward. But discharges from diffuse sources have only been estimated on a few occasions, and with varying results. Comparable methodology has been used for diffusesource estimates that were made in 1995 and 2000, but not for those of earlier years. The total phosphorus load from human activities on all surface waters amounted to 3,600 tonnes in 1995. The contributing sources were: agriculture 49 %, forestry 1%, single-household on-site sewage treatment 18 %, surface run-off water 4%, treatment plants 15%, industry 11% and fish farming 1%. Added to this is a natural background phosphorus load of equal magnitude from forest lands, bogs and marshes, mountains and farmland. Analysis of available historical data indicates that current discharge levels are at or under the levels of the 1940s. Compared 10

with the 1970s, current discharge levels are only one-fourth as large. A reduction of nutrient losses to half the level of 1985-1987 has not been achieved for phosphorus, nor will it be possible with the proposed interim target noted above. Nevertheless, it can be stated that the measures taken have been successful, and that total discharges of phosphorus into waters during the past thirty years have decreased substantially more than is the case for nitrogen. The proposed interim target would mean an annual reduction of 720 tonnes by 2010. The null alternative, i.e. the expected discharge reduction if no new incentives are introduced during 1995-2010, has been estimated at between 415-705 tonnes annually (i.e.12-19 percent). The large estimate interval reflects uncertainty regarding the total discharge from agriculture during 1995-2000. Calculations have been made which indicate that annual discharges from agriculture declined by all of 340 tonnes during that period; but that figure has not been corroborated by data from field studies and environmental monitoring activities. A combined assessment suggests that the annual reduction with the null alternative would be somewhere between 550 and 600 tonnes and that, in order to achieve the interim target, it would be necessary to take measures for an additional reduction of ca. 150 tonnes per year. New measures and incentives are proposed for agriculture, forestry and single-household on-site sewage treatment facilities. In the case of agriculture, those measures include a review of animal density regulations in order to ensure that the average addition of phosphorus to farmland via manure does not exceed 22 kilograms per hectare annually. It is also proposed that; compensation for the establishment of barrier zones be expanded to include surface run-off inlets; provision for the counselling and education project, Greppa Näringen, be guaranteed until 2006, then extended until 2010; and a comprehensive research programme on phosphorus losses from farmland be initiated. With regard to forestry, it is proposed that provision be made for counselling on how to reduce nutrient losses to water. Among the proposed measures for improving singlehousehold sewage treatment are new guidelines for small-scale facilities, grants for multi-household facilities, studies of municipal plans for sewage treatment, and the establishment of a national resource centre for conveying knowledge to municipalities and property owners. No new incentives are proposed for industry, sewage treatment plants, fish farms or surface run-off water. Estimated discharges from these sources in year 2010 are based on an assessment of the likely effects of the legal review process, technological developments, and the ambitions of the relevant actors. Measures adopted to achieve the interim target will result in a long-term decrease of phosphorus levels in water, which will help to reduce eutrophication of lakes and watercourses. Due to the residual phosphorus in soils and sediments, however, there may be lengthy delays between the application of a measure and the desired effect. In eutrophied lakes, there can be delays of several decades or longer before the full effect is realized. 11

The phosphorus load in the seas will also decrease, but the environmental advantage will partly depend on where the measures are applied, and on the extent to which measures are also taken to reduce the nitrogen load. The greatest effects can be achieved in waters along the Baltic coast. However, the effects on the marine environment are determined by the combined efforts of all the countries which discharge phosphorus and nitrogen into the Baltic Marine Area and the North Sea. The cost of reducing phosphorus discharges into water resources varies widely, from nil to SEK 70,000 per kilogram. Many of the measures that apply to agriculture yield relatively low cost-efficiency, since phosphorus losses per hectare are low and the potential gains from conserving fertilizer are correspondingly small. But substantial cost reductions are possible if measures are applied which also reduce nitrogen leaching or yield other benefits. Measures that reduce phosphorus levels in fresh water that is poor in nutrients may not be cost-efficient, because they may also lower the retention of nitrogen and thereby contribute to greater nitrogen load in the seas. The annual costs of the proposed new measures cannot be calculated exactly, because the revision of animal density regulations and the new General Guidelines for small-scale sewage treatment facilities are not yet complete. The other proposals involve an annual cost of SEK 5 million for the agricultural branch and ca. SEK 180 million for the Swedish state and the European Union. The interim target will lead to an improvement of environmental conditions, but it is probably insufficient to achieve the environmental quality objective. Additional measures are required in order to reduce nitrogen discharges, for example. Furthermore, the recovery processes of nature take such a long time that it will be difficult to achieve acceptable conditions for all Swedish waters by year 2020. The local and regional programmes to be established in accordance with the EC Water Framework Directive are especially important for ensuring that measures will be applied where they are most needed, and for achieving further reductions of phosphorus discharges. The EC Water Directive will probably require additional measures to deal with phosphorus discharges in areas with the most serious problems of eutrophication. 12

1 Bakgrund 1.1 Miljökvalitetsmålet Ingen övergödning Det av riksdagen beslutade miljökvalitetsmålet Ingen övergödning lyder: Halterna av gödande ämnen i mark och vatten skall inte ha någon negativ inverkan på människors hälsa, förutsättningarna för biologisk mångfald eller möjlighet till allsidig användning av mark och vatten.till miljökvalitetsmålet finns fem delmål. Delmål 2 har följande lydelse: Fram till 2010 skall de svenska vattenburna utsläppen av fosforföreningar från mänsklig verksamhet till sjöar, vattendrag och kustvatten ha minskat kontinuerligt från 1995 års nivå. Delmålet föreslogs ursprungligen i Miljömålskommitténs betänkande (SOU 2000:52) där man formulerade reduktionsmål för de båda övergödande ämnena kväve och fosfor. Fosfor är det viktigaste ämnet i övergödningen av sjöar och vattendrag men påverkar också övergödningen i havet. I motsats till kvävemålet (delmål 3) bedömde dock kommittén att det inte var möjligt att kvantitifiera vilka minskningar av fosfor som går att uppnå. Regeringen gjorde samma bedömning i sin proposition Svenska miljömål (prop 2000/01:130) men behöll delmålet och angav att man avsåg att senast till 2005 uppdra åt Naturvårdsverket att lämna förslag till hur delmålet kan preciseras. 1.2 Uppdraget Med anledning av det fortsatta arbetet med de 15 miljökvalitetsmålen har Naturvårdsverket fått i uppdrag av regeringen att lämna förslag till precisering av delmål 2 inom miljökvalitetsmålet Ingen övergödning. Detta delmål avser vattenburna utsläpp av fosfor till vatten. Utöver preciseringen av delmålet skall prioriteringar, åtgärder och finansiering förslås, kostnaderna beräknas samt de samhällsekonomiska och statsfinansiella effekterna beskrivas så långt möjligt. Uppdraget skall genomföras i samverkan med Jordbruksverket och andra berörda myndigheter. Uppdraget skall redovisas senast 20 februari 2004. 13

1.3 Uppdragets syfte och genomförande Syftet med denna redovisning är att ta fram förslag till preciseringar av delmål 2 inom Ingen övergödning. Arbetet kan ses som en komplettering till det arbete som Naturvårdsverket gjort under 2002/03 inom den fördjupade utvärderingen av detta miljökvalitetsmål (NV rapport 5319). Uppdraget har genomförts av en arbetsgrupp med personal från Naturvårdsverket och Jordbruksverket i nära samverkan med den fördjupade utvärderingen av miljökvalitetsmålet Ingen övergödning. Projektet har haft en styrgrupp inom Naturvårdverket bestående av Robert Andrén, Marie Larsson, Tor Borinder och Anders Johnson. Kontakter har skett med arbetsgruppen för Övergödning inom Havsmiljökommissionen. Ett samrådsmöte avhölls i november 2003 till vilket inbjöds Jordbruksverket, Skogstyrelsen, Svenskt Vatten, Kommunförbundet, Trafik- och Regionplanekontoret i Stockholms län, LRF, Skogsindustrierna, MARE/Mistra och SMED. Därefter har i januari 2004 ytterligare en rapportversion sänts ut för att inhämta synpunkter. Ett flertal externa uppdrag har lagts ut med anledning av regeringsuppdraget. Sveriges lantbruksuniversitet och IVL Svenska miljöinstitutet har i samverkan genomfört en beräkning av källfördelningen av fosforbelastning på vatten för år 1995. IVL Svenska miljöinstitutet har vidare gjort en inventering av kommunernas kunskapsläge vad gäller enskilda avlopp samt även haft ett uppdrag att sammanställa kunskapsläget vad gäller fosforläckage från skogsmark. SLU har genomfört flera uppdrag om fosfor i jordbruksmark. JTI - Institutet för jordbruks- och miljöteknik har gjort en sammanställning av reningstekniker för enskilda avlopp samt tagit fram förslag på ett kunskapscenter för enskilda avlopp. Verna Ekologi AB har levererat textunderlag om enskilda avlopp och dagvatten. 14

2 Miljötillstånd och effekter 2.1 Generellt om fosfor och övergödningen av vatten Fosfor är normalt det övergödande växtnäringsämnet i svenska sötvatten. Detta innebär att varje tillförsel av fosfor till vatten ger en ökad produktion av alger och annan vegetation, vilket för med sig ökad vattengrumling samt ökad syrgasförbrukning vid nedbrytning av det organiska materialet. Detta i sin tur påverkar vattnens biologiska mångfald samt kan skapa mer eller mindre stora problem när vattnen skall nyttjas t ex för bad, fiske eller som vattentäkt. Betydande mänger fosfor har ansamlats i sjöarnas sediment och kvarhålls där för kortare eller längre tid. Normalt fastläggs fosfor i sediment under transporten till kusten, men starkt övergödda sjöar med syrefria bottnar kan ge ifrån sig mer fosfor än de mottar. De fungerar således som fosforkällor, vilket försvårar beräkningarna av hur mycket fosfor som når havet via vattendragen. I motsats till vad som sker med kvävet kan fosforn inte avgå till atmosfären som en gas, men ett visst atmosfäriskt nedfall sker över såväl land som vatten. Den mängd fosfor som når kusten blandas med havsvattnet och avgör primärt vilka fosforhalter som kan uppmätas i vattenmassan, men även här är utbytet med sedimenten en mycket viktig process. Balansen mellan fosfor i sediment och vattenmassa styrs i hög grad av syreförhållandena, och under perioder när syrefria bottnar utbreder sig kan betydande mängder fosfor frigöras. Fosforhalterna i vattenmassan varierar också med säsongen beroende på algtillväxten. Generellt sett är fosfor tillväxtbegränsande under hela året i Bottenviken, medan fosfor och/eller kväve kan vara begränsande i Bottenhavet och i vikar och andra kustnära områden av Egentliga Östersjön med långsam vattenomsättning. I Egentliga Östersjön och Västerhavet är kväve tillväxtbegränsande under större delen av året. Här förbrukar ofta de växande algerna allt tillgängligt kväve under våren/sommaren. Den resterande fosforhalten är en viktig faktor för hur omfattande problem med blomning av kvävefixerande toxiska alger (cyanobakterier) man får på sensommaren. Övergödningsproblematiken i havet är således inte bara en fråga om den totala tillförseln av kväve och fosfor utan också om balansen mellan kväve och fosfor, havsströmmar samt omfattningen av syrefria bottnar. 15

2.2 Fosfortillståndet i sjöar och vattendrag Sjöar I Sverige används vattnets totalfosforhalt för att klassificera sjöars tillstånd med avseende på växtnäring eller eutrofiering. De svenska bedömningsgrunderna för sjöar och vattendrag har fem tillståndsklasser vad gäller fosfor, och halter över 25 µg P/l (klass 3) betraktas som höga, över 50 µg/l (klass 4) som mycket höga och över 100 µg/l (klass 5) som extremt höga. Av de ca 60 000 sjöarna i Sverige större än 4 ha ligger knappt 800, eller 1,3 %, i klass 3 eller högre. Dessa sjöar, som kan betraktas som övergödda, ligger främst i södra Sverige. Omkring 50 sjöar ligger i klass 5. Ovanstående siffra på ca 800 övergödda sjöar baseras på uppgifter från Sveriges länsstyrelser som kompletterats med tillgängliga databaser. Den skiljer sig dock från den siffra som tagits fram via riksinventeringen av sjöar och vattendrag år 2000 1. Resultatet från riksinventeringen som bygger på en uppräkning från ca 4 000 slumpvist uppmätta sjöar anger i stället att ca 3 700 sjöar i Sverige har totalfosforhalter över 25 µg/l. Vi har följaktligen ett stort spann mellan de olika uppgifterna. Trots att den geografiska fördelningen av sjöar med höga fosforhalter visar en viss spridning över hela landet är de övergödda sjöarna (fosforklass 3-5) till stor del koncentrerade till södra Sverige (figur 1). De mest påverkade sjöarna (hypertrofa sjöar) med totalfosforhalter över 100 µg/l finns i södra Skåne, Mälardalen, Östergötland och området söder om Vänern. Även om relativt stora sjöar eller sjöbassänger kan vara påverkade av övergödning är det i första hand ett större antal små sjöar som är drabbade. Det beror framförallt på att lokala utsläppskällors påverkan på små sjöar blir större än på stora sjöar. 1 Johansson H & Persson G (2001) Svenska sjöar med höga fosforhalter. SLU, Inst. för miljöanalys, rapport 2001:8 16

Figur 1. Fördelning av sjöar med höga fosforhalter (> 25 µg/l) i Sverige. Baserat på uppgifter från länsstyrelserna. Källa: Johansson & Persson 2001. Inst. för miljöanalys, SLU. Rapport 2001:8 Vattendrag Det är generellt sett svårare att mäta och bedöma övergödningssituationen i vattendrag än i sjöar eftersom näringshalterna varierar kraftigt i samband med vattenföringen. Dessutom är det få vattendrag som övervakas inom den nationella miljöövervakningen. Eutrofieringsproblematiken i vattendrag följer dock i stort samma mönster som för sjöar och är som mest utbredd i vattendragen på de uppodlade slätterna i södra och mellersta Sverige samt i tätorter. Fosforhalten överstiger där i regel 25 µg tot-p/l. Halter över 100 µg tot-p/l förekommer framförallt i vattendrag i västra Skåne 2. 2 Naturvårdsverket och SCB (2000) Naturmiljön i Siffror 2000. 17

Fosforhalterna är i allmänhet betydligt högre i vattendrag än i sjöar. Detta beror på att den långsammare vattenomsättningen i sjöar bidrar till att fosfor i större utsträckning fastläggs i sedimenten istället för att finnas fritt i vattenmassan 3. Den bedömning som gjorts utifrån ett antal undersökta vattendrag inom ramen för miljöövervakningen under perioden 1989-2000 tyder inte på att några tydliga förändringar har skett under perioden. 2.3 Fosfortillståndet i havet Östersjön Genom sina naturgivna förutsättningar, djupförhållandena, instängdheten i förhållande till världshaven och därav följande salthaltsskiktning, har Egentliga Östersjön visat sig vara extra känslig för ökad belastning av närsalter. Tack vare äldre mätningar vet vi att syrgashalterna i Östersjöns djupområden var påtagligt högre för hundra år sedan jämfört med idag. Sedan 1940-talet har Östersjön utsatts för en betydande eutrofiering. Den långsiktiga trenden är, att sedan tillförlitliga haltmätningar kom igång, har fosforhalterna ökat kraftigt i Egentliga Östersjön fram till början av 1990-talet. I Bottenhavets djupvatten har vinterkoncentrationerna av fosfatfosfor i runda tal fördubblats från 1970 till 1988 4, sannolikt mera som en följd av tillförsel från Egentliga Östersjön än p.g.a. ökande antropogen direktbelastning på Bottenhavet. En svagt ökande trend har registrerats i ytvattnet. I Bottenvikens djupvatten har fosfatkoncentrationerna varit oförändrat mycket låga under perioden. I slutet av 1990-talet redovisades sjunkande halter av fosfat, totalfosfor och oorganiskt kväve i ytvatten i Egentliga Östersjöns delbassänger. Den dåvarande bedömningen var att insatta reningsåtgärder givit resultat i form av sjunkande näringsämneshalter. Senare utvärderingar har visat att denna slutsats var förhastad 5, eftersom totalmängderna av fosfor och kisel i hela vattenmassan har ökat påtagligt efter 1995. Stora mängder oorganisk fosfor har ackumulerats under salthaltssprångskiktet främst p.g.a. rent kemiskt betingat utläckage från sedimenten i takt med de alltmer ansträngda syrgasförhållandena. Även de alltmer ökande näringsämnena i öppet hav leder till att det vatten som strömmar in i kustområden och skärgårdar blir allt näringsrikare. Detta leder i sin tur till en höjning av den allmänna näringsnivån och medför att lokalt insatta åtgärder får allt mindre effekter lokalt. 3 SLU (2003): Riksinventering 2000. Inst. för miljöanalys. Rapport 2003:1. 4 Rosenberg R, Elmgren R, Fleischer S, Jonsson P, Persson G. & Dahln, H (1990): Marine Eutrophication Case Studies in Sweden. Ambio Vol. 19 No. 3. 5 Larsson U & Andersson L (2001) Näringsmängden ökar - syrebristen orsaken. I: Miljötillståndet i Egentliga Östersjön. Årsrapport 2000. Stockholms Marina Forskningscentrum. 18

Västerhavet Den huvudsakliga ökningen av fosforhalterna i öppet hav skedde under perioden 1940-1980. Under perioden 1985 och 1997 minskade fosforhalterna i såväl Skagerrak som Kattegatt. Den långsiktiga syrgasutvecklingen är däremot negativ i de båda havens djupvatten, även om halterna stigit något i Kattegatts djupvatten sedan slutet av 1980- talet. I en del kustområden har syrefria förhållanden och utbredda mattor av svavelbakterier uppträtt under 1990-talet. Detta gäller framförallt fjordområdena Havstensfjord och Koljöfjord. På senare år har syrgashalterna ökat något, men de rör sig fortfarande ibland ner mot 0 ml/l. Syrgasutvecklingen i Gullmarn är oroande med en långsiktigt negativ trend i djupvattnet. 2.4 Effekter av övergödning Nedanstående beskrivning avser effekterna av övergödning generellt. Att skilja på effekterna av fosfor och kväve är ofta svårt, eftersom de båda ämnenas samspelar och även andra substanser kan påverka vilka effekter i miljön man får. Generellt sett har dock fosforutsläpp orsakat den övergödning vi kan se i sjöar, vattendrag och många kustnära vatten. I Östersjön är övergödningen främst en kombinerad effekt av kväve och fosfor, medan kvävet anses ha störst påverkan i Västerhavet. Sjöar Någon nämnvärd ny kunskap beträffande övergödningens miljö- och hälsoeffekter i sötvatten har inte framkommit under senare år. Ny kunskap förväntas tas fram i samband med genomförandet av ramdirektivet för vatten. Enligt vedertagen kunskap leder en måttlig eutrofiering av ett ursprungligen näringsfattigt vatten till en ökad tillväxt av alger och annan vegetation. Sett ur ett lokalt eller regionalt perspektiv kan därför artantalet och biomassan i en näringsfattig sjö tillfälligt öka i början av en eutrofieringsprocess då nya arter kan tillkomma, medan de ursprungliga ännu finns kvar. Vid nedbrytning av döda växter och djur kan en stor del av vattnets syrgasinnehåll förbrukas. Syrgasbristen, i kombination med försämrat siktdjup, kan slå ut växter, bottendjur och i extrema fall även fisk. Om all syrgas i bottenvattnet förbrukas kan det i stället bildas svavelväte som är giftigt för allt högre liv. Den reducerande (syrgasfattiga) miljön kan även orsaka ett ökat läckage av fosfor från sedimenten och på så vis ytterligare förvärra situationen. I starkt eutrofa vatten kan växtplanktonproduktionen vara omfattande. Vissa växtplanktonarter uppträder tidvis i massutveckling, så kallad algblomning. Framför allt cyanobak- 19

terier (blågröna alger) kan ge vattnet en besvärande lukt eller smak och några arter kan producera gifter. Det finns farhågor om att skadliga halter cyanotoxiner ska passera de olika stegen i vattenverken. På grund av bristfälliga data finns det emellertid inga fastställda gränsvärden för toxinhalter i dricksvattnet. Vattendrag Även om effekterna i vattendrag och sjöar i stort sett är jämförbara så finns det skillnader. Lugnflytande vattendrag är t ex känsligare än snabbrinnande. Orsaken är den långsammare vattenomsättningen vilken bidrar till att kväve och fosfor i större utsträckning fastläggs i sedimenten. I ett beskuggat, kallt och hastigt rinnande vatten kan effekterna istället förskjutas nedströms eller inträffa bara vid lågvattenföring. Även beträffande den geografiska spridningen av effekter finns likheter med sjöar där vi har de största effekterna i tätbefolkade jordbruksområden i södra och mellersta Sverige. Havet Östersjön De senaste mätningarna i norra Östersjön har visat att primärproduktionen av växtplankton har ökat ungefär med en faktor 3 sedan förra sekelskiftet. Signifikanta ökningar har skett i Östersjöns alla delbassänger under 1980-talet och början av 1990-talet. Om förändringar har skett den senaste tioårsperioden är osäkert. Under varma, soliga och vindstilla perioder förekommer årligen stora blomningar av alger i både Östersjön och Västerhavet. Dessa förhållanden uppstår i regel under juli till september. Kvävefixerande cyanobakterier, som står för den största produktionen av toxiner, gynnas då eftersom en stor del av kvävet i vattnet är förbrukad, vilket medför att förekomsten av andra växtplanktonarter är låg. Den allmänna uppfattningen bland forskarna är att det sker en ökning av antalet skadliga algblomningar. Forskare har förutsett att blomningar av cyanobakterier skulle kunna komma att öka i takt med att transporten av fosfor från djupvatten till ytvatten ökar 6. Så har också skett. År 2002 inträffade mycket omfattande algblomningar, och preliminära resultat för år 2003 7 tyder på en omfattning av samma storleksordning som 2002. Utbredningen har dock varit något annorlunda och blomningen har pågått längre tid under 2003. Beträffande de fastsittande makroalgerna, som t ex blåstång, kan konstateras att den maximala djuputbredning i Egentliga Östersjön och södra Bottenhavet har minskat fram till början av 1990-talet, samtidigt som andelen fintrådiga alger ökat. Därefter har inga tydliga förändringar registrerats. Förändringen av makroalgernas djuputbredning kan till dels vara orsakad genom rent klimatstyrda förändringar av vattnets grumlighet. Förekomsten av låga syregashalter i bottenvattnet har medfört en ökad dödlighet av botten- 6 Larsson U & Andersson L (2001) Se fotnot 5 7 Informationscentralen för Egentliga Östersjön, Länsstyrelsen, Stockholm. 20

djur. Den minskade bioturbationen 8 har expanderat. har också medfört att arealen syrefattiga sediment Syrgasförhållandena i Egentliga Östersjöns djupvatten har snabbt försämrats under senare delen av 1990-talet 9 då förhållanden utan större inbrott av saltvatten har dominerat. Detta har lett till att arealen syrefria bottnar ökade från 18 000 km 3 (8 %) år 1993 till 50 000-60 000 km 3 (24-29 %) i slutet av 1990-talet, och sannolikt till ännu större arealer i början på 2000-talet, vilket innebär att i stort sett alla mjuka djupbottnar är utslagna från högre liv. Ett oroande tecken på ökad eutrofiering av Bottenhavet är att utbredningen av syrefattiga bottnar tycks öka i Bottenhavets kustområden 10. På bottnar ovanför salthaltssprångskiktet har bottenbiomassan ökat kraftigt, och totalt beräknas produktionen av bottendjur i Östersjön i runda tal ha fördubblats sedan 1920- talet. Detta trots att produktionen på djupbottnarna i det närmaste har slagits ut helt. Samtidigt har bottendjursamhällenas sammansättning troligen förändrats kraftigt mot arter som gynnas av ökad näringstillgång (t.ex. musslor). Vissa fiskarter, främst strömming och skarpsill, tycks ha gynnats av den ökande eutrofieringen och fiskas idag hårt i delar av Östersjön. Den alltmer försämrade syrgassituationen i Egentliga Östersjöns djupvatten har lett till total utslagning av näringskedjan vitmärla-skorv-spetsstjärtat långebarn-torsk över stora mjukbottenarealer 11. Torsken har dessutom fått allt svårare att föröka sig på grund av minskad salthalt i reproduktionsområdena. En annan iakttagelse som gjorts under det senaste decenniet längs den svenska Östersjökusten är att gädda och abborre har minskat med 80-90 % under 1990-talet i Kalmarsund, runt Gotland och Öland, samt i några andra områden. Orsaken till detta är inte helt klarlagd, men en hypotes är att det är en indirekt effekt av övergödningen. Västerhavet En dramatisk förändring skedde under perioden 1965-1985 av sammansättningen av fastsittande alger i Kattegatts kustområden. I en lång mätserie från Laholmsbukten visas hur det normala algsamhället med stora fleråriga alger alltmer förskjuts mot ett samhälle dominerat av ettåriga fintrådiga alger. På senare år har dessa problem minskat, men algsamhället längs kusten domineras fortfarande av ettåriga alger. Syrgashalterna sjönk i stora delar av öppna Kattegatt under 1970- och 1980-talen och ledde till omfattande utslagning av bottenfaunasamhället över stora delar av främst 8 Omrörning av sedimenten av bottenlevande djur 9 HELCOM (2002): Environment of the Baltic Sea area, 1994-1998; Background document. Baltic Sea Environment Proceedings No 82 B. 10 Jonsson P m fl (2003) Skärgårdens bottnar. Naturvårdsverket rapport 5212. 11 Elmgren R (1984): Trophic dynamics in the enclosed, brackish Baltic Sea. Rapp P-v Réun. Cons. Int. Explor. Mer 183, 152-169 21

sydöstra Kattegatt. Även bottenlevande fisk minskade kraftigt. På 1990-talet har situationen varit något bättre. Även om den långsiktiga utvecklingen är negativ har syrehalterna stigit något från de lägsta värdena som registrerades under 1980-talet. I vissa kustnära områden i nordöstra Kattegatt har dock syrefria förhållanden tidvis uppträtt under somrarna 1994-1997 tillsammans med utbredda mattor av svavelbakterier 12. I augusti 2002 drabbades stora delar av Kattegatt av en omfattande syrebrist vilket ledde till stor dödlighet av bottendjur och fisk. Syrebristen föranleddes av onormalt hög avrinning från omgivande landområden på grund av kraftigt regn, i kombination med gynnsamma förhållanden för växtproduktion under en varm och lugn sommar. I Skagerraks djupvatten noterades tämligen stabila syrgashalter från 1950-talet fram till 1986, varefter syrgashalten sjönk påtagligt fram till 1990 då ett inflöde med syrerikt vatten skedde från Nordsjön. Efter 1990 har vattenutbyten skett 1994, 1996 och 1999, men den övergripande trenden över de senaste två decennierna är negativ. Beträffande hälsoeffekter till följd av övergödning i hav gäller i princip samma samband mellan alger och växtnäring som för sjöar och vattendrag. I Östersjön är det cyanobakterier som skapar problem, medan det i Västerhavet är dinoflagellater som har orsakat skador i större omfattning. Toxin som produceras av dinoflagellaterna kan exempelvis tas upp av blåmusslor för att ackumuleras vidare hos människor med förgiftningseffekter som resultat. Livsmedelsverket utför därför tester på blåmusslor för försäljning som människoföda. 12 Karlsson K, Rosenberg R & Bonsdorf E (2002) Temporal and large-scale effects of eutrophication and oxygen deficiency in benthic fauna in Scandinavian and Baltic waters A review. Oceanography and Marine Biology: An Annual Review 2002, 40: 427-489. 22

3 Fosforutsläpp och belastning på vatten och hav 3.1 Utsläpp av fosfor till vatten Den fosfor som finns i sjöar och vattendrag kommer från många olika källor; dels från punktkällor och dels från s.k. diffusa källor. Som punktkällor betecknar man vattenburna utsläpp från industrier, reningsverk, dagvatten, etc som förs direkt ut i sjöar, vattendrag och i kustvatten. Med diffusa källor menar man luftnedfall samt läckage från mark (figur 2). Av den totala mängden fosfor som tillförs vattnen räknas huvuddelen av markläckaget från skog, fjäll och myrar som ett naturligt bakgrundsläckage. Även från jordbruksmark kommer ett visst bakgrundsläckage. För diffusa källor betraktas således den totala tillförseln minus bakgrundsläckaget som mänskligt betingad, eller som antropogen. Endast den antropogent betingade tillförseln går att åtgärda och sätta mål för. För odlad mark finns dock betydande svårigheter att skilja mellan antropogent betingat läckage och bakgrundsläckage. Markläckaget transporteras via mark, våtmarker och grundvatten ut till vattendragen och når med tiden havet. Under transporten till havet kvarhålls en del fosfor i sediment och vegetation, s.k. retention. Den samlade belastningen på havet utgörs av tillförsel via vattendragen samt direktutsläpp från kustförlagda punktkällor. Atmosfäriskt nedfall Bakgrundsläckage från mark Jordbruk Skogsbruk Markretention Retention i sjöar o vattendrag MARK INLANDS- VATTEN KUST Fiskodlingar Reningsverk Enskilda avlopp Dagvatten Industrier Figur 2. Fosforns tillförselvägar till mark - vatten kust/hav. 23

Generellt sett är flödena av fosfor betydligt sämre kända än för kväve, bl a saknas ännu modeller för att beräkna retentionen för fosfor. Det går således inte att säkert beräkna den antropogena belastningen av fosfor på haven runt Sveriges kuster. Den senaste nationella källfördelningen av fosforbelastning på vatten har gjorts inom TRK- projektet (TRK = Transport, Retention och Källfördelning) och avser situationen år 2000 13. Detta projekt, nedan betecknat TRK-2000, syftade till att ta fram underlag för Sveriges rapportering till HELCOM samt annan internationell och nationell redovisning. Inom TRK redovisas källfördelningen på sju markanvändningsslag (kalfjäll, myr på kalfjäll, myr, dagvatten från tätorter, skog, åkermark och betesmark) samt punktkällorna reningsverk, industrier, enskilda avlopp och mjölkrum. Det atmosfäriska nedfallet anses försumbart. Av övriga källor av någon betydelse saknas fiskodlingar och små industrier. I tabell 1 redovisas nationella beräkningar från TRK-2000 för den totala och antropogena tillförseln av P till vatten. Dessutom anges utsläpp från fiskodlingar (se kap 4.2). Skogsmark är den totalt sett största källan, men endast en mycket liten del härav räknas som mänskligt betingat. Den antropogena andelen av den samlade tillförseln är ca 40% och de största utsläppen kommer från jordbruksmark, enskilda avlopp, reningsverk och industrier. Tabell 1. Tillförsel av fosfor till vatten i Sverige år 2000. Belastningsberäkningen från diffusa källor är normerad genom att medelavrinningen 1985-1999 används. Källa: Naturvårdsverket, rapport 5247. Källa Totalt - inland + kust (ton P) Antropogent - inlandsbaserade källor (ton P) Antropogent - kustbaserade punktkällor 14 (ton P) Andel av antropogent (%) Jordbruksmark 1 600 1 440 45 Skogsmark 2 500 70 2 Övrig mark 930 - - Dagvatten, tätorter 170 140 4 Mjölkrum 10 10 << 1 Reningsverk 490 250 240 16 Glesbygd; 640 640 20 enskilda avlopp Industri 370 100 270 12 Fiskodlingar 50 20 20 1 Summa: 6 760 2 670 530 100 13 Brandt M & Ejhed H (2003) TRK. Transport Retention Källfördelning. Naturvårdsverket, rapport 5247. 14 Kommunala reningsverk och industrier 24

3.2 Utsläppsförändring 1995-2000 Det nuvarande delmålet för fosforutsläpp har 1995 som basår, och för detta år saknades en fullständig källfördelning av P-belastningen på vatten. Naturvårdsverket uppdrog därför åt IVL Svenska miljöinstitutet att tillsammans med SLU göra en samlad beräkning för kväve och fosfor för detta år på motsvarande sätt som inom TRK- 2000. I TRK-1995 utnyttjades data för punktutsläpp av fosfor från 1995, eller i några få fall från närmast tillgängliga år. För diffusa utsläpp av P användes samma beräkningsmetodik som i TRK- 2000, men med något olika datakällor för arealen jordbruksmark, grödofördelning, djurantal och avverkad skogsmarksareal. Dessa avvikelser bedöms ge små skillnader. Således användes för 1995 årsspecifika utsläpps-/indata för reningsverk, större industrier, skogsbruk och jordbruk, men samma data för avrinningen (medel 1985-1999) som för år 2000. För övriga källor är dataunderlaget identiskt för år 1995 och 2000. Resultaten visar på en minskning av utsläppen med 11%, främst beroende på reduktioner inom jordbruk och punktutsläpp vid kusten (tabell 2). Av punktutsläppens minskning stod reningsverken för den största andelen. Den stora minskningen för jordbruket beror sannolikt på den modell som användes för beräkningarna 15. Arealen jordbruksmark är praktiskt taget oförändrad, så förändringen beror främst på att antalet djur har minskat. Modellen beräknar snarast en potentiell långsiktig förändring som knappast kan realiseras under en 5-årsperiod. Hur stor den verkliga minskningen har varit är svår att bedöma, men den är troligen avsevärt mindre än 340 ton. Sammantaget förefaller det som om utsläppen har minskat något mellan 1995 och 2000, men den exakta nivån är osäker. Tabell 2. Förändring av antropogen tillförsel av fosfor till vatten mellan år 1995 och 2000. Källa: Naturvårdsverket Ton P/år Inlandsbaserade: 1995 2000 Förändring 1995-2000 Jordbruk 1 780 1 440-340 Skogsbruk 50 70 + 20 Dagvatten 140 140 +/- 0 Reningsverk/Industri 350 350 +/- 0 Glesbygd - Enskilda avlopp 640 640 +/- 0 Glesbygd - mjölkrum 10 10 +/- 0 Fiskodlingar 30 20-10 Punktkällor kust: Industri/reningsverk 580 510-70 Fiskodlingar 20 20 +/- 0 Totalt 3 600 3 200-400 (- 11%) Reningsverk - totalt 540 490-50 Industrier - totalt 390 370-20 15 Ulén B m fl ( 2001) Agric. Water Management 49, 197-210 25

3.3 Hur har utsläppen förändrats sedan 1940-talet? En av preciseringarna till miljökvalitetsmålet Ingen övergödning är att växtnäringsförhållandena i kust och hav i stort skall motsvara det tillstånd som rådde under 1940-talet. Den tidpunkten anges som en referenspunkt eftersom påtagliga övergödningseffekter då ännu inte observerats i havsmiljön. I sjöar och vattendrag har dock lokala övergödningsproblem noterats långt tidigare, sedan slutet av 1800-talet, så här finns inget lämpligt referensår. Efter 1940-talet kan 1970 vara en lämplig referens eftersom det betecknar starten på en intensiv utbyggnad av den kemiska reningen i de kommunala reningsverken som snabbt minskade fosforutsläppen. Om man antar att bakgrundsbelastningen av fosfor har varit oförändrad under senare delen av 1900-talet, förutom de fluktuationer som orsakas av varierande avrinning, så kan diskussionen inriktas mot den antropogena delen. Det är därför av mycket stort intresse att försöka bedöma hur utsläppen och belastningen på vatten har förändrats under de senaste 50-60 åren. Här stöter man dock på betydande problem eftersom bidraget från de diffusa källorna endast har uppskattats vid ett enda tillfälle före TRK- 1995/2000. Detta skedde i samband med aktionsprogrammet Hav-90 16 och beräkningarna avsåg perioden 1982-87. I Miljö 93 användes samma dataunderlag men det justerades att gälla för perioden 1985-1990. Dessutom kompletterade man med nya data för kommuner och industrier. När det gäller punktkällor är kunskapsläget betydligt bättre, men uppgifter före 1970-talet är sparsamma. Ett försök har dock gjorts att rekonstruera hur utsläppen av fosfor har utvecklats från 1950 fram till idag (tabell 3). Tabell 3. Uppskattningar av antropogen tillförsel av fosfor till vatten i Sverige från olika källor 1950-2000. Källor: för 1985-90 Miljö 93; för 1995 och 2000 TRK-1995 resp NV rapport 5247; för 1950 och 1970 se texten. Utsläpp (ton P/år) 1950 1970 1985 90 1995 2000 Jordbruk 1 000 1000 910 1790 1440 Skogsbruk 50 100 60 50 70 Tätorter - 7 000 6 000 1070 540 490 reningsverk Glesbygd - enskilda 250 500 630 640 640 avlopp Industrier 2 000 5 000 820 390 370 Dagvatten 0 50 100 140 140 Fiskodling 0 0 120 50 50 Summa: 10 300 12 650 3 710 3 600 3 200 16 Löfgren S & Olsson H (1990) Tillförsel av kväve och fosfor till vattendrag i Sveriges inland. Naturvårdsverket, rapport 3692. 26

När det gäller fosforförlusterna på grund av jordbruk och skogsbruk finns som nämnts inga uppgifter före 1980-talet. Skillnaden mellan de uppskattningar för jordbruk som gjorts därefter, d.v.s. i Miljö 93 17 och de som gjorts inom TRK-1995/2000 är anmärkningsvärda. I TRK-2000 beräknades de genomsnittliga arealförlusterna av P från svensk jordbruksmark (åkermark och betesmark) till 47 kg P/km 2. Motsvarande värden i Hav - 90, och således också i Miljö 93, var ca 21 kg P/km 2 för åkermark, d.v.s. knappt hälften så hög, men då ingick inte betesmarkerna. I Hav 90 beräknades tillförseln från jordbruk genom ett samband mellan avrinning och arealförlust framtagna från PMK-områden och man fick en samlad antropogen belastning på endast 610 ton/år som medel för perioden 1982-87. Såväl i Hav 90 som i TRK-arbetet räknade man utöver den antropogena delen med en bakgrundnivå av 160 ton/år. I Miljö 93 användes samma data som i Hav-90, men de räknades om med hänsyn till avrinningen under perioden 1985-90. Genom att använda samma bakgrundsläckage för jordbruksmark som för skogsmark överskattar man sannolikt det antropogena läckaget från jordbruk. Eftersom det saknas ett säkert underlag för skogs- och jordbruksmark från 1950-talet har förlusterna antagits vara av samma storleksordning som dagens. Det som talar för lägre förluster från jordbruket i början av 1950-talet är att jordarna inte var lika uppgödslade som idag, medan faktorer som sämre gödsellagring, större odlad areal och mer strandbeten talar i motsatt riktning. Mängden stallgödsel då och nu är av samma storleksordning. För skogsbruket talar flera faktorer för högre förluster på 1970-talet än både under 1950- talet och idag; bl a den ökade mekaniseringen under 1960- och 1970-talen, stora hyggen och stor areal slutavverkad skog. Under första halvan av 1970-talet hade avverkningarna en topp med ca 300 000 ha per år för att därefter sjunka till en ganska jämn nivå på 200 000 ha årligen, vilket är samma nivå som på 1950-talet. Hyggena står för den största andelen av förlusten, men dikning och mekaniserad markberedning bör också ha betydelse. Markavvattning av skogsmark hade mycket stor omfattning på 1930-talet men upphörde nästan på 1940-talet, för att sedan åter öka på 1950-talet. Efter 1955 stabiliserades avvattningen kring nivån 5 000 km diken årligen fram till 1990, för att därefter sjunka 18. Omkring 1950 hade markavvattningen i skogsmark ganska låg nivå och skyddsdikning i större skala förekom inte. Den inleddes först på 1970-talet. Maskinell markberedning förekom sparsamt på 1950-talet; ca 40 000 ha markbereddes år 1950 i Sverige 19. Den maskinella markberedningen ökade sedan successivt till 100 000 ha/år fram till år 1975, och markberedningen har efter 1980 legat kring 120-170 000 ha. Sammantaget talar detta för att fosforförlusterna på grund av skogsbruk var lägre 1950 än idag. Tillförseln av fosfor till vatten med dagvatten har ökat efterhand som arealen takytor och hårdgjorda ytor expanderat sedan 1950-talet. Dessförinnan togs det mesta dagvattnet om 17 Naturvårdsverket (1993) Vatten, avlopp och miljö. Naturvårdsverket, rapport 4207. 18 Hånell B (1990) Torvtäckta marker, dikning och sumpskogar i Sverige. Skogsfakta nr 22. SLU. 19 Skogsstatistisk årsbok 2002. Skogsstyrelsen. 27