Fosforförluster från mark till vatten - BOFFE.COM

Fosforförluster från 

mark till vatten 

RAPPORT 5507 • OKTOBER 2005

Fosforförluster från mark 

till vatten 

Identifikation av kritiska källor och 

möjliga motåtgärder 

Barbro Ulén (Red.) 

NATURVÅRDSVERKET

Beställningar 

Ordertel: 08-505 933 40 

Orderfax: 08-505 933 99 

E-post: natur@cm.se 

Postadress: CM-Gruppen, Box 110 93, 161 11 Bromma 

Internet: www.naturvardsverket.se/bokhandeln 

Naturvårdsverket 

Tel 08-698 12 00, fax 08-20 29 25 

E-post: natur@naturvardsverket.se 

Postadress: Naturvårdsverket, SE-106 48 Stockholm 

Internet: www.naturvardsverket.se 

ISBN 91-620-5507-0 

ISSN 0282-7298 

© Naturvårdsverket 2005 

Tryck: CM Digitaltryck AB 

Omslagsfoto: Hans Kongbäck/N

Förord 

NATURVÅRDSVERKET 

Rapport Fosforförluster från mark 


Ett av Sveriges miljökvalitetsmål är ”Ingen övergödning”. Ett av delmålen till 

detta miljökvalitetsmål är att fram till år 2010 ska de vattenburna utsläppen av 

fosforföroreningar från mänsklig verksamhet ha minskat kontinuerligt från 

1995 års nivå. En utredning med uppgift att närmare precisera detta delmål har 

lämnats från Naturvårdsverket under våren 2004. Utredningen föreslår att orden 

”minskat kontinuerligt” ersätts med ”minskat med minst 20 %”. Den lydelsen återfinns 

i regeringens proposition 2004/5:150 ”Svenska miljömål – ett gemensamt 

uppdrag”. I takt med att reningsverken byggts ut utgör fosforn från jordbruksmark 

en allt större andel av fosforn till vatten, åtminstone i södra Sverige. 

Den internationella expertutvärderingen kring övergödningssituationen i våra hav, 

som Naturvårdsverket låtit genomföra 2005, sätter också förnyat fokus på betydelsen 

av åtgärder för minskade fosforförluster. För att göra befintlig kunskap tillgänglig 

har en uppgradering av den tidigare rapporten ”Förluster av fosfor från 

jordbruksmark” (NV 4731) utförts av Barbro Ulén. Författaren ansvarar ensam 

för rapportens innehåll. Naturvårdsverket hoppas att rapporten kommer till nytta 

i det fortsatta praktiska arbetet med att minska förlusterna. Ingrid Rydberg och 

Kersti Linderholm har för verkets del beställt och granskat rapporten. 

Stockholm oktober 2005 

Björn Risinger 

Direktör, Naturresursavdelningen 

3




4

Innehåll 




Förord 3 

Innehåll 5 

Sammanfattning 7 

Summary 8 

1 Fosfors förekomst 9 

1.1 Tre former av fosfor i jorden 10 

1.2 Jordarnas förmåga att sorbera fosfor 12 

1.3Jordars fosformättnadsgrad 13 

1.4 Organiskt bunden fosfor i jord 14 

1.5 Fosfor i stallgödsel 15 

1.6 Fosforkoncentrationer i svenska jordar 16 

1.7 Fosfor i vatten 17 

1.8 Fosforkoncentrationer i vatten från åkermark 18 

2 Diffusa fosforförluster från mark - mekanismer för mobilisering och 

transport 21 

Allmän beskrivning av diffusa förluster 21 

2.1 Mikroorganismernas och mykorrhizans roll 21 

2.2 Förluster via mark och dräneringsrör 22 

2.3 Ytvattenförluster 23 

3 Fosforförlusternas storlek 26 

Allmänt om kvantifiering av fosforförluster 26 

3.1 Avlopp från enskilda hushåll 26 

3.2 Bakgrundsnivåer 27 

3.3 Förluster från enskilda fält 28 

3.4 Förluster från avrinningsområden 29 

3.5 Riskbedömning i ett avrinningsområde 29 

4 Fosforn omsättning i vattendrag 33 

4.1 Processer 33 

5 Fosforns omsättning i sjöar 34 

5.1 Processer 34 

5.2 Fosforns algtillgänglighet 35 

6 Åtgärder för att minska fosforförlusterna 36 

Allmänt om fosforförluster från mark 36 

6.1 Punktkällor 38 

6.2 Förändrade odlingsmetoder 38 

Bilaga 1 48 

Undersökningsmetoder och modellering 48 

1 Sugceller 48 

2 Lysimeterar 48 

3 Rutförsök 48 

4 Försöksfält 49 

5 Små avrinningsområden 50 

5




6 Kombination av mätningar på olika nivåer 51 

Modellberäkningar 52 

Referenser 53 

6

Sammanfattning 




Fosforn omsätts med en rad processer från sin väg från marken till vattendraget, 

sjön eller havet. Processerna kan vara såväl biologiska, fysikaliska och kemiska 

och fosforn kan vara både i löst form eller bunden till partiklar i oorganisk eller 

organisk form. För att kunna förstå sambanden mellan markanvändningen och 

den slutliga miljöeffekten i vattnet är det nödvändigt att lära sig så mycket som 

möjligt om de olika fosforformerna och hur de omvandlas. Det är också nödvändigt 

att lära sig förstå hydrologin i marken som är drivkraften i fosfor- 

förlusterna. 

Många delprocesser är otillräckligt kända och borde undersökas mer. Det 

gäller speciellt den organiska fosforns förekomst och omsättning. De kunskaper 

man har härstammar framför allt från 16 observationsfält och ett antal jordbruksbäckar, 

medan systematiska fältstudier av fosforförluster från mark är mycket få. 

Kvantitativt sker förlusterna mycket heterogent, både i tid och rum och därför 

existerar inga modeller som nöjaktligt kan beskriva dem. Ett praktiskt tillvägagångssätt 

för att minska förlusterna är i stället att identifiera de fält som har den 

högsta risken för förluster. Genom en kartering av jordart, dräneringsförhållanden, 

fosformättnadsgraden och jordarnas aggregatstabilitet kan man komma en bra bit 

på väg. Genom att sedan sätta in åtgärder på problemfälten kan man komma åt en 

stor del av problemet med fosforförluster från jordbruksmarken. De tre typer av 

problemjordar som dominerar i Sverige är: 

1) Lerjordar. Dessa är ofta system eller behovsdränerade och mycket av 

fosforn förs ut i vattendraget via ledningarna. Fosforn är ofta i både 

löst och partikelbunden form. 

2) Mjälajordar. Dessa är till sin karaktär struktursvaga och från dem mobil- 

iseras därför lätt jordpartiklar, partiklar som har fosfor bundet till sig. 

Från dessa jordar kan ibland de direkta förlusterna via ytavrinning ovan 

marken vara betydande. 

3) Lätta jordar med mo och sand som har gödslats upp under en lång tid 

och har lite järn eller aluminium i profilen. Fosforn kan passera genom 

mat-jorden och alven och föras ut via dräneringsledningarna. Fosforn 

är till stor del i löst form. 

För alla typer kan man redan nu lista många åtgärder med vars hjälp man kan 

minska förlusterna på såväl kort som lång sikt. Förändrade odlingsåtgärder, åtgärder 

med dräneringen och andra åtgärder på fältet har den största potentialen. 

7

Summary 




As it moves from soils to watercourses and on to lakes and seas, phosphorus is 

involved in a number of processes. Those can be biological, physical or chemical, 

and the phosphorus can be in dissolved form or bound to particles in organic or 

inorganic form. In order to understand the relationships between land management 

and its environmental effects on water, it is necessary to know as much as possible 

about the various forms of phosphorus and how they transform. It is also necessary 

to understand soil hydrology, which is the key factor in phosphorus losses. 

Many of the processes involved are not adequately understood and need further 

study. This is especially true of processes involving all chemical forms of phosphorus 

and the turnover of organic phosphorus. Existing knowledge of such matters is 

based primarily on data from sixteen Swedish observation fields and a few small 

streams that drain farmland. There are very few systematic field studies of phosphorus 

losses from soil. 

Such losses vary widely in both rate and quantity, and at this time there are no 

models which adequately describe them. A practical method for reducing losses is 

to identify areas which are subject to the highest risk. Considerable progress can be 

achieved by mapping soil types, drainage conditions, level of phosphorus saturation, 

and the aggregate stability of soils. 

If suitable measures are then taken in problem areas, it is possible to reduce a large 

portion of phosphorus losses from farmland. In this regard, the three types of soil 

that are most problematical in Sweden are: 

1) Clay soils. These are often drained, and much of the phosphorus is transported 

to watercourses via the drainage system; entire fields or only certain 

parts of them may be drained. The phosphorus is often present in both dissolved 

and particle-bound form. 

2) Silt soils. It is a characteristic of such soils that they are structurally weak, 

and particles are easily dislodged from them. Phosphorus is often bound to 

such particles, so that surface runoff from such soils can sometimes result 

in significant losses of phosphorus. 

3) Light soils containing coarse and fine sand which have been fertilized over 

a long period of time and contain little iron or aluminium in top and subsoil. 

Phosphorus, mainly in dissolved form, can pass through soils and subsoils, 

and then be transported to watercourses via the drainage system. 

For many types of soil, there are already numerous measures that can be taken to 

reduce phosphorus losses in both the short and long run. Changes in farming techniques, 

drainage methods and other measures in the field offer the greatest potential. 

8




1 Fosfors förekomst 

1.1 Allmän beskrivning av fosforförluster 

Fosfor (P) kan transporteras från jordbruksmark både i partikulär och i löst form. 

Denna transport sker ofta snabbt under specifika episoder. Den kan ske både på 

markytan och via marken (Figur 1). Praktiskt taget all löst fosfor är direkt biologiskt 

tillgänglig, medan den partikulära fosforn måste undgå någon form av lösningsreaktioner, 

t ex desorption, innan den kan tas upp av växter. Under transporten 

till vattendrag och sjöar kan löst och partikulär fosfor reagera med jorden som 

vattnet passerar. För fosforn som kommer från jordbruksmark kan dessa reaktioner 

dramatiskt ändra den verkan som fosforn har på eutrofieringen. I vattendraget/sjön 

kan en del av den partikulära fosforn sedimentera. Fosforn som bundits till sedimenten 

kan i ett långt senare stadium bli tillgänglig för biologiskt upptag. Detta 

kan ske under vissa kemiska förhållanden eller när väderförhållanden förorsakar 

turbulens eller resuspension av sedimenten. Eftersom fosforn förekommer i olika 

former, reagerar såväl fysikaliskt, kemiskt som biologiskt och ingår i både snabba 

och mycket långsamma processer är det komplicerat att utvärdera miljöeffekten av 

fosforn som kommer från jordbruksmark. 

9




Figur 1. Fosforns omsättning (från Pierzynski et al., 1997). 

Fosforupptag av växter 

Vanligen anges ett koncentrationsvärde på 0,2 mg/l som den nivån som växterna behöver, 

men till och med en så pass låga koncentration som 0,03 mg/l har visat sig tillräckligt 

för jordbruksproduktion (Mengel & Kirkby, 1987). Kritiska nivåer för algtillväxt i 

vatten är lägre t. ex. 0,005-0,01 mg/l (McCutcheon et al., 1992). Huvudformen för växttillgänglig 

fosfor är troligen oorganisk ortofosfat (PO4-P). I situationer där ortofosfat är 

begränsande kan dock troligen löst organisk fosfor tas upp av både växter på land och 

av fria alger i vatten (Ron Vaz et al., 1993). 

1.2 Tre former av fosfor i jorden 

Den allra största mängden av fosforn i jorden är otillgängliga för växtupptag på 

grund av att den till stor del är kemiskt hårt bunden. En del fosfor är också bunden 

i organisk form och en mindre del finns som joner fästa på markpartiklarna (adsorbtion). 

Den direkt växttillgängliga fosforn i markvätskan utgör den minsta 

mängden. Den komplexa kemiska jämvikten mellan joner i markvätskan och den 

kemiskt bundna fosforn är alltså starkt förskjuten till den fasta fasen. Olika jordar 

(liksom sjösediment) har mycket olika kapacitet att adsorbera och desorbera (släppa) 

fosfor. Fosforns låga löslighet medför att mycket litet (ung. 0,7 mg/l eller 0,5 

kg/ha) föreligger i löst form (Persson et al., 1994). I jordar som är nygödslade kan 

maxhalter på 6-8 mg/l uppmätas i markvätskan. 

10




Figur 2. Fosforföreningar vid olika pH (från Brady, 1984). Mängden fosfor i de olika polerna är 

kontrollerade av koncentrationsförändringarna och kan beskrivas som kemiska jämviktstillstånd 

där sorption-desorptionprocesser sker tillsammans med kemiska fällnings- och upplösningsprocesser. 

Denna bild visar den fosfor som föreligger i kemisk form. Dessutom finns det en rad organiska 

bundna fosforföreningar i jorden. 

Sorberad fosfor 

Oorganisk P i jorden finns i tre olika stadier; absorberad inne i markpartiklar, adsorberad 

till partikelytor och i löst form i vätskefasen. Det är vanligt att fosforn är bunden till 

ytor av t ex leror. I allmänhet kommer högvittrade jordar att adsorbera mer fosfor eftersom 

de har stort innehåll av ler, aluminiumoxid och järnoxid. Det kan vara svårt att bestämma 

om fosforn är absorberad eller adsorberad till jorden. Båda begreppen sammanfattas 

därför ofta som sorberad fosfor. 

Analys av fosfor i jorden 

Fosfor i jorden kan analyseras genom totaluppslutning med oxiderande syror och med 

olika extraktionsmetoder. Internationellt förekommer en rad olika metoder, vilket är ett 

stort problem om man ska göra jämförelser. I Sverige har man av tradition mest använt 

P-AL metoden. Till 5,00 g lufttorr jord sätts 100 ml av en lösning bestående av 0,1 M 

ammoniumlaktat och 0,4 M ättiksyra (pH 3,75). Blandningen får jämvikta vid 21ºC på 

skak under 90 minuter. Lösningen filtreras genom ett cellulosa acetat filter med en pordiameter 

av 0,2 µm, varefter den molybdatreaktiva fosforn bestäms i filtratet. Numera 

används ICP-teknik i stället för kolorimetrisk metod varför även vissa lösliga organiska 

föreningar inkluderas i P-AL-talet som därför automatiskt blir något högre. Metoden ger 

en relativt god uppfattning om mängden växttillgänglig fosfor vid normala svenska pHvärden 

men tar inte hänsyn till all organiskt bunden fosfor. Med ett annat extraktionsförfarande 

enligt Olsen & Sommers (1982) som används mycket i USA, extraheras en 

lättlöslig form av P, Bray-P. Den svenska metoden för förrådsfosfor (P-HCl) då jorden 

extraheras med saltsyra motsvarar omkring 80-90 % av den totala fosforn man får efter 

en kraftig uppslutning (Eriksson, et al., 1999). I P-HCl ingår betydligt mer av den organiskt 

budna fosforn. Föreningar som kräver kraftig oxidation för att gå i lösning ingår 

däremot inte, liksom mycket hårt mineralbunden fosfor. Fosforfraktionering enligt 

Hieltjes & Lijklema (1980) nyttjas mycket i limnologiska sammanhang. 

11




Jordbruksjordar i Sverige har normalt ett pH som varierar från 5,5-7,4. Den största 

andelen tillgänglig fosfor finns i samma intervall (Figur 2). Huvuddelen av Sveriges 

åkerjord är naturligt fattig på lättillgänglig fosfor på grund av kallt klimat och 

långsam vittring av mineralerna. Mera vittrade mineraler betyder att det finns mera 

ytor som kan sorbera fosfor än när det bara finns normalt strukturerade mineraler. 

Fosfor frigörs vanligen till markvätskan genom vittring av, och desorption från 

apatiter och från kalciumfosfater, samt mineralisering av organisk substans. Fosforn 

som tillförs med gödslingen kan fixeras till de icke-kristallina oxiderna av järn 

och aluminium (Fe och Al). Fosforn kan också inkapslas genom att den blir innesluten 

i amorfa strukturer t. ex. de med sammansättningen Al-O-OH. Detta gör att 

fosforn från gödslingen ”åldras”. Fosfor bildar också svårlösliga föreningar med 

kalcium vid höga pH-värden och med Fe och Al vid låga pH-värden. Rena kemiska 

fällningsreaktioner med järn- och aluminumföreningar kan därför förekomma 

(Figur 2) t. ex. som flouroapatit. Denna kemiska fixering av fosfor minskas vid 

närvaro av organiska ämnen. 

1.2 Jordarnas förmåga att sorbera fosfor 

Sorbtionen av fosfor påverkas av odlingsåtgärder (gödsling, kalkning, förändrad 

mullhalt jordbearbetning, mm) som förändrar halten växttillgänglig fosfor. Vid 

tillförsel av stallgödsel tillför man både fosfor och organiskt material. Sorptionen 

påverkas också av jordens pH, och innehåll av organiskt material. Nära en rot kan 

utsöndringar från denna, i form av t ex oxalat och citrat, påverka sorptionen eftersom 

dessa joner konkurrerar med jonerna i jorden. 

Av betydelse för jordens sorptionskapacitet (PSC) är hur den fosforgödslats 

tidigare, dess fosforinnehåll och dess övriga egenskaper. En viktig faktor är jordens 

innehåll av amorfa, dvs. strukturlösa, former av alumiumoxider (Borggaard et al., 

1990; Bloom, 1981; Börling et.al., 2001). Komplex av organiska ämnen verkar 

också påverka PCS (Bloom, 1981; Börling et al., 2001; Niskanen, 1990a och b). 

Organiskt material förhindrar kristalliseringen av hydroxider och ökar därför jordens 

reaktivitet (Niskanen, 1990a och b; Borggaard et al., 1990). Å andra sidan kan 

organiska syror (t. ex. från stallgödsel) ockupera bindningsställen och minska fastläggningen 

(Ivarsson, 1989). Ju mera aluminium, järn eller lera en jord innehåller, 

ju mera fosfor kan den adsorbera. Denna förmåga ökar också vid mycket låga eller 

vid höga pH-värden. I svenska jordar beskrivs ofta aluminium som den parameter 

som har det största inflytandet på absorptionen. 

Absorptionsindex och fosformättnadsgrad 

Absorptionsindex (PSI) kan uttryckas som mängden absorberad fosfor dividerat med 

logaritmen för jämviktskoncentrationen d.v.s. 

PSI=X/log C (mmol·kg-1 jord). Graden av fosformättnad (DPS) kan uttryckas som 

en kvot mellan P-AL talet och PSI: DPS= P-AL/PSI. 

12




För att kvantifiera PCS på ett enkelt sätt kan man använda ett index - PSI (Börling 

et al., 2001). Man tillsätter en stor mängd fosfor som får jämvikta sig med jorden 

och får ett maximumvärde som är typiskt för absorptionsreaktionen (Bache & 

Williams, 1970). Därefter beräknar man jämviktskoncentrationen vid absorberingen. 

Detta är alltså en snabbmetod för att se om jorden närmar sig en fosformättnadsnivå 

som ökar risken för fosforförluster. En sådan jord måste man fosforgödsla 

med stor försiktighet eller inte alls. 

När absorberad fosfor ackumulerar i en jord med låg absorptionskapacitet kommer 

fosformängden i den lösta polen att öka vilket kan leda till mer förluster av 

fosfatfosfor (PO4-P) till miljön (Beauchemin & Simard, 1999). På så sätt visade 

Uusitalo & Tyhkanen (2000) på ökad fosfordesorptionen då oxider av aluminium 

och järn blev mer fosformättade. När en jord till slut har klassats som fosformättad 

har den en dålig absorberande förmågan eftersom det inte finns absorptionsplatser 

kvar. Dessutom gör höga koncentrationer av anjoner på partikelytorna att de stöter 

ifrån varandra mera än annars. 

1.3 Jordars fosformättnadsgrad 

För att bestämma hur mycket fosfor som det är lämpligt att gödsla med i Sverige 

används vanligen P-AL metoden. Med denna extraherar man den växttillgängliga 

fosforn i en sur ammoiumlaktatlösning (Egnér et al., 1960). P-AL metoden ger 

däremot inte tillräcklig information om risken för fosforläckage eftersom varje 

jordtyp har olika mönster (Djodjic & Börling, 2004). P-AL metoder bör därför 

kombineras med bestämningar av sorptionskapaciteten och av fosformättnadsgraden 

om man vill se om den kan klassas som riskjord för fosforläckage. Genom att 

beräkna jordarnas grad av fosformättnad (DPS) kan man få en indikation på deras 

potential att frigöra fosfater. Låg grad av fosformättnad kan indikera litet läckage. 

Det skulle behövas en enkel metod för att bestämma gödslingsbehovet och fosformättnaden 

och som man samtidigt kan relatera till jordens risk för förluster av 

fosfatfosfor. I Nederländerna finns ett sådant fosforindex som är anpassad till deras 

typ av jordar, men den passar inte för svenska jordar med mycket apatiter. DPS 

beräknad för några svenska jordar har visat sig vara relaterad till fosfatkoncentrationen 

i dräneringsvattnet, men det är bara en indikation då sambandet är baserat 

på bara ett fåtal försöksfält (Figur 3). 

Man bör inte bara känna till fosformättnadsgraden utan också varför och hur 

transporten av fosforn sker. I lerjordar kan snabba flöden från markytan dominera 

(Djodjic, et al., 1999) och för dessa jordar är därför analysen av ytjordens fosformättnadsgrad 

speciellt viktig. I sandjordar rinner vattnet med mera kontakt med 

jordpartiklarna i markprofilen. Det blir viktigt att också bestämma markkemiska 

förhållanden i alven (Beauchemin & Simard, 1999). En alv som kan binda fosforn 

och som dessutom har en sådan struktur att växtrötterna tar sig dit innebär en minskad 

risk för fosforutlakning. 

13

DRP (mg l -1 ) 

0.45 

0.40 

0.35 

0.30 

0.25 

0.20 

0.15 

0.10 

0.05 




0.00 

0 25 50 75 100 125 150 175 

DPS-AL (%) 

Figur 3. Graden av fosformättnad uttryckt som kvoten mellan fosfor, järn och alumininum 

(DPS_AL) och medelhalten av fosfatfosfor (PO4P) i dräneringsvatten från några svenska 

och nordiska fält (Ulén , 2005). För sandjordar har fosformättnaden i alven utnyttjats. 

1.4 Organiskt bunden fosfor i jord 

I mineraljordar utgör den organiskt bundna fosforns del av det totala fosforinnehållet 

en okänd andel Av den organiskt bundna fosforn kan en del vara lätt omsättningsbart 

medan andra fraktioner kan vara stabila. Mindre än hälften av de 

organiska fosforföreningarna i jorden är identifierade. Den största gruppen är 

fytinsyror. Andra vanliga P-föreningar är fosforlipider och nukleotidfosfater 

(Leinweber et al., 2002). Att det finns så få enkla organiska föreningar beror an- 

tagligen på att enzymerna snabbt bryter ner dem. Fosfataser och andra enzymer 

som har extracellulärt ursprung från rötterna spelar då vanligen en stor roll. Rötterna 

utsöndrar organiska ämnen och vid nedbrytningen av organiskt material frigörs 

också organiska föreningar i markvätskan. Med hjälp av dessa kan fosfater hållas 

mer lättillgängliga i marken (Stevenson, 1981). 

Färska växtrester med mycket lättnedbrytbart organiskt material kan snabbt 

ge ifrån sig oorganisk fosfor till marklösningen, medan mera stabila organiska 

material som organiskt slam, humus och kompost vanligen ger ifrån sig fosfor 

långsamt. Ju högre vattenhalt ett material har ju mindre fosfor finns det i den fasta 

fasen. Organiska gödselmedel innehåller både organiskt bunden fosfor och oorganisk 

(mineralisk) fosfor. Flytgödsel från svin och nöt har en mycket stor andel 

vattenlöslig oorganisk fosfor jämfört med fast stallgödsel (Figur 4). Minst var 

andelen vattenlöslig fosfor i slam från komposterad gödsel som sedimenterat. 

Mycket vattenlöslig fosfor kan vara negativt i och med att växterna kanske inte 

hinner ta upp fosforn som istället binds till jorden. Fosforn i den fasta fasen kommer 

i stället att frigöras på längre sikt vid nedbrytningen av den organiska substansen. 

14




1.5 Fosfor i stallgödsel 

Ungefär 70 % av fosforn i stallgödsel beräknas vara i form av kalciumfosfat och 

resterande 30 % i en organiskt bunden form (Hoffman & Hege, 1985)., som omsätts 

relativt snabbt (Werner et al., 1988). Stallgödselfosforn betraktas vanligen 

schablonmässigt som lika lättillgänglig för växterna som mineralgödselfosforn, 

även om fosforn i stallgödsel finns i olika former. Exempel finns på att stallgödseltillförsel 

ökar mängden lättrörlig fosfor djupare ner i markprofilen mer än vad 

mineralgödseltillförsel gör (Eghball et al., 1996). Denna lättrörlighet anses hänga 

samman med innehållet av högmolekylära, vattenlösliga föreningar i stallgödseln. 

Organiska fosforkomplexen har visat sig förflyttas snabbare till större djup än oorganiskt 

fosfor (Pagel et al., 1985). En växtföljd med mycket stallgödsel och vall 

medför också mycket organiska syror vilket gör att fosfaterna blir lösliga. Detta 

kan bero på indirekta mikrobiella processer som kan öka markens potential för att 

transportera fosforn. 

Flytgödsel av svin och höns innehåller stora mängder oorganisk fosfor i form 

av fosfater (Leinweber et al., 2002). Mark som gödslats med stallgödsel under en 

längre period har framför allt förhöjda koncentrationer av oorganisk fosfor. Detta 

beror även på att det sker en snabb mineralisering av organisk fosfor till oorganisk 

fosfor (Steineck et al, 2000). 

Flytgödsel Strögödsel Fastgödsel Org. slam Org. slam 

svin nöt kyckling nöt flytande sedimenterat 

TS 2,9% 4,6% 68% 32% 7,1% 23% 

Figur 4. Andelen av fosfor som är extraherbar i vatten (%) och andel torrsubstans (TS) i flytgödsel, 

strögödsel, fastgödsel och organiskt slam från komposterad gödsel (från Withers et al., 2003). 

15




P-AL klasser 

De fosforkoncentrationer man får efter extraktion i den sura ammoniumlaktatlösningen 

brukar delas in i fem klasser som det undersökta fältet klassificeras efter: 

P-AL-klass mg P/100 g jord 

I 16 

Eftersom man ofta övergått från kolorimetrisk till ICP-teknik vid analysen mäter man 

numera något högre P-AL tal än för några decennier sedan 

1.6 Fosforkoncentrationer i svenska jordar 

Ursprungligen var huvuddelen av de svenska jordarna fattig på växttillgänglig fosfor 

vilket visades i fältexperiment på 1930- och 1940-talet. Dessa försök banade 

väg för en kraftig fosforgödsling, speciellt av sockerbetor och potatis, under 60talet 

och början av 70-talet. Nu har gödslingen av mineralgödsel minskat igen och 

motsvarar i genomsnitt 6 kg P/ha (Statistiska centralbyrån, 2002). Gödslingen med 

stallgödsel har däremot varit ganska konstant ända sedan 20-talet och motsvarar 

8 kg P/ha åker (Statistiska centralbyrån, 2002). Under en 40-årsperiod har man 

byggt upp en fosforreserv i jordbruksjordarna som beräknats till 600-700 kg/ha 

(Andersson et al., 2000). Vidare sammanfattade Eriksson et al. (1997) att endast 

13,5 % av Sveriges 2,7 milj. ha jordbruksmark tillhörde de två lägsta fosforklasserna 

av de fem som baseras på P-AL-bestämningar. Medelvärdet från en landsomfattande 

undersökning (3109 matjordsprov) var ett P-AL tal på drygt 10. Detta 

motsvarar klass IV på den femgradiga klassindelningen (se faktarutan). Högst var 

P-AL talet i sydlänen och på södra östkusten (Tabell 1). De undersökta jordarna har 

också karakteriserats med avseende på textur, pH och organisk substans (data från 

Eriksson et al., 1999). 

16




Tabell 1. Antal jordprov i matjordsskiktet, jordens specifika area (SA), pH, organisk substans 

(Org. subst.) P-AL och P-HCL (mg/100 g torr jord), fosforklass samt beräknad totalfosfor (TOTP) 

i procent i sex olika regioner i Sverige. Data från Eriksson et al., (1997, 1999) 

Region län Antal SA* pH Org. P-H TOTP** P-AL P klass 

subst. Cl 

(%) (mg/100 g) (%) (mg/100 g) 

Norrland AC, 364 3,5 6,0 7 78 0,093 7,0 III 

BD, Z, 

Y, X, W 

V Svealand och S, T, P, 490 4,0 6,0 6 75 0,090 5,9 III 

NV Götaland O 

Mälarregionen U, C, 572 5,3 6,3 6 84 0,098 9,7 IV 

AB, D 

S Östkusten E, H, I 490 3,8 6,7 8 82 0,097 12,3 IV 

Centrala R, F, G 449 3,2 6,2 7 85 0,098 9,3 IV 

Götaland 

Sydlänen K, M, N 744 2,9 7,3 5 87 0,101 14,6 IV 

*beräknad från sambandet SA = (andel ler * 8 + andel mjäla * 2,2 + andel sand * 0,3) * bulkdensitet 

**beräknad från sambandet %TotP = 0,0008877 * P-HCl + 0,0237 (Eriksson et al., 1999) 

Analys av olika fosforformer i vatten 

Det finns ingen klar gräns mellan partikulär och löst fosfor. Den lösta fosforn analyseras 

som den fosfor som kan passera ett filter och den partikulära fosforn som den fosfor 

som fångas på filtret. Vanligen används membranfilter med porstorleken 0,45 mm eller 

0,2 mm. Den partikelbundna fosforn (PartP eller PP) beräknas vanligen som skillnaden 

i totalfosforkoncentration före och efter filtreringen. Den allmänt använda analysmetoden 

för lösta fosfater utförs i sur miljö efter filtreringen. Det låga pH-talet kan medföra 

att en del lösta organiska syror hydrolyseras och kommer att ingå i analysresultatet. 

Detta är antagligen av mindre praktisk betydelse eftersom algerna ofta kan utnyttja 

också den fosforn. Analysresultatet brukar redovisas på flera sätt: som fosfatfosfor 

(PO4-P), som ’dissolved reactive phosphorus’ (DRP) eller som molybdatreaktiv fosfor 

(MRP). Här har den betecknats som (PO4-P(f)) för att visa att man filtrerat provet före 

analysen. Resterande fosfor i filtratet brukar också redovisas på flera sätt: som övrig 

filtrerad fosfor (övr.P (f)), som ’dissolved unreactive phosphorus’ (DUP) eller som ’dissolved 

organic phosphorus’ (DOP). Den sistnämnda beteckningen är dock tveksam 

eftersom denna fraktion inte har visats sig vara i organisk form, tvärtom kan mycket 

vara som oorganiska kolloider (Ulén, 2003b). 

1.7 Fosfor i vatten 

Fosforn i vatten kan finnas som oorganisk eller organisk partikulärt bunden fosfor 

och som oorganisk och organisk löst fosfor. Mellan den partikulära fosfor och den 

lösta formen finns dessutom en mellanform: fosfor bunden till mer eller mindre 

kolloidala partiklar med mycket långsam sedimentationshastighet (Ulén, 2004a). 

Den oorganiska partikulära fosforn kan vara fosfor adsorberad på metalloxider eller 

bunden till lerpartiklar på annat sätt eller den kan bildas vid kemisk utfällning av 

metalljoner med fosforföreningar, vid nedbrytning av organiskt material, och i 

vissa tillfällen, genom fällning med kalcium. Desorption av oorganisk löst fosfor 

sker snabbt – inom ett par sekunder till upp till någon minut (Leinweber et al., 

17




2002). Fosfater uppträder som ortofosfater, H2PO4- eller HPO42- varvid fördelningen 

huvudsakligen är beroende på pH. Båda formerna tas lätt upp av växternas 

rötter och av algerna i vattnet. Vidare kan oorganiskt löst fosfor uppträda som poly- 

och megafosfater som kan hydrolyseras till ortofosfater. Organiskt löst fosfor kan 

finnas i socker, fetter, proteiner. Identifierade föreningar är av flera typer: monoestrar, 

sockerfosfater, diestrar och fosfonater. Man vet ofta inte om dessa ämnen 

härstammar från aktiva celler eller från döda celler vid nedbrytning. 

1.8 Fosforkoncentrationer i vatten från 

åkermark 

Fosforhalterna i vatten som rinner av på ytan, eller dränerar genom marken varierar 

väldigt mycket, både i tid och rum. I tabell 2 anges långtidsmedelhalter från olika 

regioner i Sverige för vatten från dräneringsrör som avvattnar ren jordbruksmark. 

Vattnet kan ha nått dräneringsledningarna efter att ha passerat markprofilen eller 

också, i flera fall, mera direkt via ytvattenbrunnar. Det är alltså en blandning av ytvatten 

och vatten som passerat markprofilen som analyseras. Hur stor andel som är 

ytvatten är okänt. Vattenproverna är momentanprover. 

Tabell 2. Vatten från dräneringsrör. Antal observationsfält, jordens specifika area (SA), årsavrinning 

(AVR), pH, totalt organiskt kol (TOC), totalfosfor (TOTP) och fosfatfosfor efter filtrering 

(PO4P(f)) i vatten från dräneringsrör som långtidsmedelvärden 1977-1999 vid momentanprovtagning 

i sex olika regioner i Sverige. Observationsfälten ingår i Naturvårdsverkets miljöövervakning. 

Vattnet påverkas inte av avlopp eller av skog. 

Region Län Antal SA* AVR pH TOC** TOTP PO4P(f) 

(mm) (mg/l) 

Norrland AC, Z 2 3,6 275 6,2 5 0,05 0,02 

V Svealand , NV Götaland S, T 2 3,0 216 6,2 - 0,15 0,08 

Mälarregionen med omnejd C, D 2 9,2 145 7,1 13 0,29 0,10 

S Östkusten E 4 4,7 145 7,6 6 0,12 0,07 

Centrala Götaland R 2 3,6 230 7,1 8 0,10 0,04 

Sydlänen M, N 4 2,7 304 7,3 12 0,20 0,12 

*beräknad från sambandet SA = (andel ler * 8 + andel mjäla * 2,2 + andel sand * 0,3) * bulkdensitet 

**beräknad från perioden 1994/1999 

18




Tabell 3. Ytvatten. Jordens specifika area (SA), årsavrinning (AVR), pH, totalt organiskt kol 

(TOC), totalfosfor (TOTP) och fosfatfosfor efter filtrering (PO4P(f)) i ytvatten som långtidsmedelvärden 

under olika perioder från fyra platser i Sverige. Fältet AC ingår i Naturvårdsverkets miljöövervakning 

och övriga platser är försöksrutor; från W län (Ulén & Kalisky, 2003); från D län 

(Ulén, 2003a) och från N län (Ulén, 1997) 

Region Län Antal SA* AVR Medel Medel Max Max 

(mm) TotP PO4-P TotP PO4-P 

Norrland AC 1 4,0 195 0,29 0,19 3,26 2,67 

W 1 4,2 78 0,74 0,05 5,94 0,54 

Mälarregionen 

med omnejd 

D 1 4,9 62 0,49 0,27 1,10 0,42 

Södra länen N 1 4,8 6 0,27 0,04 0,89 0,27 

*Beräknad från sambandet SA = (andel ler * 8 + andel mjäla * 2,2 + andel sand * 0,3) * bulkdensitet 

Fosforhalterna är högst i Mälarregionen med omnejd som har hög andel lera i jorden 

och från sydlänen med höga fosfortal i jorden. En typisk halt är 0,15 mg totalfosfor 

per liter. I samband med lågflöde då det mesta av vattnet utgörs av grundvatten, 

minskar ofta koncentrationerna till att vara lägre än detektionsgränsen (vanligen 

0,01 mg/l). Halterna i enbart ytvatten (tabell 3), dvs. från vatten som uppsamlats 

på markytan, är högre än i det blandvatten som samlats från dräneringssystemen. 

De maximalt uppmätta koncentrationerna i ytvatten är några mg totalfosfor 

per liter. 

I tabell 4 redovisas fosforhalter i jordbruksbäckar i olika regioner. Fosforhalterna 

har korrigerats med schablonvärden för att räkna bort bidrag från enskilda 

avlopp och från mark som inte utgörs av åkermark (10-60 % är icke jordbruksmark). 

Den beräknade genomsnittliga totalfosforhalterna i bäckarna är densamma 

som i vattnet från dräneringsrören dvs. 0,15 mg/l. I samband med lågflöde kan 

däremot de uppmätta halterna i bäckarna vara höga till följd av fosfor från de enskilda 

avloppen och för att fosfor lätt slammas upp i bottennära vatten. 

Gemensamt för de tre typerna av vatten är att andelen lösta fosfater är en betydande 

andel av totalfosforn. I genomsnitt har koncentrationen fosfatfosfor efter 

filtrering, PO4P(f), varit; i dräneringsvatten 50 %; i ytvatten 30 % och i jordbruksbäckarna 

56 % av totalfosforn. Det är bara i rena ytvatten eller dräneringsvatten 

med mycket ytvatteninslag där den partikelbundna fosforn brukar dominera. Det 

finns dock exempel på dränerade lerjordar med lågt P-AL-tal i jorden där vattnet 

har en mycket liten andel lösta fosfater (Lindström & Ulén, 2003). 

19




Tabell 4. Jordbruksbäckar. Antal typområden, jordens specifika area (SA), årsavrinning (AVR), 

pH, totalt organiskt kol (TOC), totalfosfor (TOTP) och fosfatfosfor efter filtrering (PO4P(f)) i jordbruksbäckar 

som långtidsmedelvärden 1988-1999 vid momentanprovtagning i sex olika regioner 

i Sverige. Bäckarna ingår i Naturvårdsverkets miljöövervakning 

Region Län Antal SA* AVR pH TOC TOTP** PO4P(f)** 

(mm) (mg/l) 

Norrland AC, W 2 5,9 207 5,8 13 0,12 0,07 

V Svealand, 

NV Götaland 

S, T, P, O 6 4,2 294 7,2 15 0,11 0,03 

Mälarregionen 

med omnejd 

U, C, AB, D 7 5,9 170 7,6 10 0,16 0,07 

S Östkusten E, H, I 6 3,7 139 7,9 9 0,19 0,12 

Centrala Götaland R, F, G 4 3,1 341 7,2 14 0,09 0,03 

Sydlänen K, M, N 10 1,5 282 7,7 9 0,16 0,06 

*Beräknad från sambandet SA = (andel ler * 8 + andel mjäla * 2,2 + andel sand * 0,3) * bulkdensitet 

**Beräknad efter korrektion av enskilda avlopp och andel icke-åkermark (Ulén et al., 2001) 

20




2 Diffusa fosforförluster från mark 

– mekanismer för mobilisering 

och transport 

Allmän beskrivning av diffusa förluster 

Såväl kemiska, biologiska som fysikaliska processer är inblandade i mobiliseringen 

av fosforn från marken. Kemiska reaktioner kontrolleras av jämviktsprocesser, 

dock utan att systemet når jämvikt. Biologiska processer har stor betydelse för organiskt 

fosfor. Dessutom sker mycket av transporten av lösta fosfater i rotzonen 

genom transporten genom rötterna. Löst fosfor kan frigöras från växtcellerna och 

växtresterna om de skadas vid frysning eller torkning. En stor del av fosforn i aktivt 

växande grödor är nämligen i oorganisk form och om cellmembranen skadas 

kan fosforn i cellerna mobiliseras. Vatten som rör sig på eller genom marken transporterar 

fosforn både i löst och i partikelbunden form. Vanligen initieras transporten 

av partikelbunden fosfor med hjälp av lätta finpartiklarna, såsom lerpartiklar 

och vissa organiska partiklar. Dessa små, lätta partiklar kräver bara liten energi för 

att lösgöras och transporteras. 

2.1 Mikroorganismernas och mykorrhizans roll 

Många mikrober i marken producerar slemämnen som binder ihop jordaggregaten 

och därmed förändras förutsättningen för fosfortransporten. En ökad aggregering 

av jorden betyder ökad stabilitet och minskad partikelförlust. Mikroorganismerna 

medverkar också till att organisk fosfor i jorden mineraliseras. Vid nedbrytningen 

fungerar kolet i det organiska substratet som energikälla. Omsättningen är ett resultat 

av komplicerade samband mellan oorganiska och organiska komponenter i jorden, 

mikrober, växtrötter och extracellulära enzymer. T. ex. kan lågmolekylära 

organiska syror, producerade av mikroorganismerna i jorden, mobilisera oorganiskt 

P som är bundet på aluminium- och järnoxidernas ytor genom ligandutbytesreaktioner 

(Goldberg & Sposito, 1985; Fox et al., 1990). Vid nedbrytningen av organiska 

äm-nen frigörs fosfor utom vid höga C/P-kvoter. En hög C/P-kvot stimulerar 

den mikrobiella tillväxten varvid mycket av den tillgängliga fosforn konsumeras. 

En lägre C/P-kvot resulterar i ett överskott av löst P för mikroorganismerna. Fosforn 

frigörs då och kan därmed vara mer tillgänglig för läckage. I England har den 

mikrobiella omsättningen av P uppskattats till 5 kg/ha . år i jordbruksmark och 23 

kg/ha år i gräsmark (Brooks et al., 1984). Med hjälp av fosfatasenzym som härstammar 

från växter och mikroorganismer katalyseras frigörningen av den oorganiska 

fosforn från den organiska fosforn. Enzymets roll för fosforläckaget är dock 

inte förstådd. 

Arbuskulär mykorrhiza utgör en ”rotförlängare” och kan förbättra rotupptaget, 

speciellt för krävande grödor med dåligt rotsystem. 95% av alla landväxter har 

21




symbiosen. Bland undantagen är raps och sockerbetor (Ocampo & Hayman, 1980). 

De arbuskulära mykorrhiza-svamparna spelar en direkt roll vid upptaget av fosfor 

därför att de utsöndrar fosfataser till makvätskan. Indirekt spelar de en roll genom 

att de modifierar den mikrobiella sammansättningen. Svampen är därför mycket 

viktig för växtens fosforupptag från jorden och effektiviteten beror bl.a. på mängden 

mycel och aktiva arbuskler. Försök (Sjöberg, in prep.) har dock visat att 

mykorrhizan inte påverkas av odlingsåtgärder vid vanliga spannmåls- och fodergrödor. 

Svampen finns naturligt och behöver inte gynnas för att utvecklas. Mykorrhizans 

möjligheten för förbättrat fosforupptag hos växter skulle kunna minska 

behovet av fosforgödslingen, som i sin tur på sikt skulle kunna minskar fosforläckaget. 

Sambandet mellan mykorrhizabildning och fosforläckaget är dock mycket 

komplicerat och har inte kunnat beskrivas. 

Arbuskulär mykorrhiza är en symbios mellan svampar (ordningen Glomales) och ett 

stort antal grödor. Svamparna har mycel i jorden och bildar arbuskler inne i roten. De 

förbättrar växternas vattenbalans (Joner & Jakobsen, 1994). De kan också påverka 

växtens blomning och vara antagonistisk mot växtpatogener. Svamparna missgynnas 

av tillförsel av lättlöslig fosfor. 

2.2 Förluster via mark och dräneringsrör 

Transporten av fosfor genom marken kan ske snabbt genom makroporflöde (engelska 

"preferential flow" eller "by-pass flow") eller relativt sett mycket långsamt 

enligt Darcy's lag. Hastigheten beskrivs med hjälp av markens hydrauliska konduktiviteten 

(K-värdet). Med makroporflöde kan transporten ske utan att den transporterade 

fosforn är i jämvikt med jorden. Det kan inträffa i jordar med makroporer, 

dvs. sprickor och maskhål, eller när jorden har kanaler jäms med växtrötter. I synnerhet 

de s.k. bioporerna (maskgångarna och rotsprickorna) anses verksamma 

eftersom dessa ofta är djupa. Flödet kan också ske som en instabil vätningsfront 

i en till synes homogen jord. I många jordar förekommer båda typerna av makroporflöde 

varigenom vattnet kan flöda nedåt mycket snabbare än man kan beskriva 

genom klassisk flödesdynamik. Hydrologiskt inträffar makroporflöde då regnintensiteten 

eller snösmältningshastigheten överskrider infiltrationskapaciteten. De 

minsta makroporerna kan eventuellt vara fyllda med vatten, men åtminstone i de 

större porerna skapas det ett hydrostatiskt tryck för flödet. Makroporflöde är en 

process då ofta bara en liten fraktion av hela porutrymmet utnyttjas av vattenflödet. 

En mycket liten del av jordvolymen kan på så sätt svara för huvuddelen av flödet 

genom marken. Makroporflöde kan också starta i plogsulan, då vatten ackumuleras 

i mat-jorden och där ett övertryck byggs upp. Ska fosfor transporteras ända ner till 

dräneringsrören med makroporflöde förutsätter detta att makroporerna är kontinuerliga 

ända till dräneringsdjupet. Makroporflöde av lösta fosfater har visats fungera 

på detta sätt (Djodjic et al., 1999). Via dräneringsledningarna kan fosforn sedan 

snabbt nå vattendragen. Vattnet i dräneringsledningar består till en del av sådant 

vatten som kommer direkt från markytan men är framför allt ytligt grundvatten. 

22




Partikulär fosfor Med inre erosion menar man en partikeltransport genom markprofilen. 

Om partiklarna har sitt ursprung på markytan, har eroderats i själva markprofilen, 

eller är material som ansamlats runt dräneringsledningarna och slammats 

upp, är inte helt utrett. Sålunda är gammalt långtidstransporterat material runt 

själva dräneringsrören en tänkbar källa för fosfor i dräneringsvatten. Material som 

binder fosfor kan också tänkas sedimentera temporärt i dräneringsledningarna och 

spolas ut senare vid kraftiga flöden. Det finns dock starka indicier på att en transport 

kan ske från markytan. T. ex. har bekämpningsmedlet glyfosat, som sprids på 

ytan och som adsorberas till markpartiklar på liknande sätt som fosfater, återfunnits 

efter sprutningssäsongen i ytsedimentet i flera jordbruksbäckar (Ulén et al.,2003c). 

Löst fosfor Avrinningsvattnet kan tvätta ut fosfater från partiklar och kolloider. 

Speciellt smältvatten som har låg salthalt har förmågan att slamma upp lermineraler 

med stor negativ laddning. Ur detta extraheras sedan fosfaterna som kan transporteras 

genom markprofilen medan större partiklar möjligen till viss del filtreras 

bort. Samtidigt med makroporflödet kan det också ske en långsam rörelse av vattnet 

genom marken. När denna infiltration sker genom alven till jordlager med 

mindre fosforinnehåll blir jämviktskoncentrationen med fosforn lägre och löst fosfor 

kan då adsorberas till jorden. Alvens förmåga att binda fosfatfosforn är därför 

också av stor betydelse för fosforläckaget. I Sverige finns exempel på lättjordar 

(t. ex. på Listerlandet) där hela jordprofilen har högt innehåll av P-AL och dessa 

jordar har också ett mycket stort och uthålligt fosforläckage (Ulén, 1999). Exempel 

på motsatsen är lättjordar med järnrik alv (Djodjic, et al., 1999) som kännetecknas 

av ett obetydligt fosforläckage. 

Sammanfattningsvis kan fosfortransporten och förlusterna genom marken ske på 

flera sätt varvid hydrologiska faktorer är mycket viktiga. Kvantifiering i relation till 

olika markparametrar saknas dock i stor utsträckning. För att kunna åtgärda förlusterna 

är det nödvändigt att förstå varifrån fosforn förlorats 

2.3 Ytvattenförluster 

Hydrologiskt inträffar ytvattenavrinning vid regn eller snösmältning då marken är 

så vattenmättad att ingen större infiltrering sker. Detta inträffar vanligen då marken 

är tjälad och makroporerna är blockerade eller vid en plogsula där jorden är tät 

samt vid mycket häftiga regn. Vissa jordtyper är speciellt utsatta såsom mjäla. 

Vändtegar med packad jord kan också utgöra en risk. Ytavrinningen sätter mekaniskt 

igång erosionen av jordaggregaten, jordpartiklarna och kolloiderna. 

Partikulär fosfor När avrinnande vatten innehåller höga kvantiteter suspenderat 

material sker huvuddelen av fosfortransporten i partikulär form. I början av en 

snösmältningsperiod är marken täckt med ett skyddande lager med snö och is, men 

mot slutet av snösmältningenförsvinner detta och koncentrationen av partikelfosfor 

i smältvattnet ökar kraftigt. Detta gör att fosforförlusterna tenderar att vara större 

23




när det är fler snösmältningsperioder under året eftersom det då blir fler tillfällen 

med sådana förhöjda halter. 

Löst fosfor Koncentrationen av löst fosfor påverkas vid ytavrinningen av vattnet 

och ett tunt lager av den översta ytjorden. Fosfatkoncentrationen närmar sig ett 

maximumvärde, som är en funktion av desorberbar fosfor i jorden, kvoten vatten/jord 

och kontakttiden. I avrinnande vatten som filtrerats genom t. ex. våtmarker 

eller gräsmark, och har minskat sitt innehåll av partikelbunden fosfor, är transporten 

av löst fosfor betydelsefull. Innehållet av löst fosfor i ytvatten från gräsmark 

kan bero på direkt avrinning efter gödsling, efterverkning av tidigare års gödsling, 

eller den kan bero på att gräsvegetationen släppt ifrån sig fosfor. Efter avdödning 

av ogräs med bekämpningsmedel har förhöjda halterna fosfater uppmäts i ytvattnet 

från en försöksplats (Ulén & Kalisky, 2005a). I försök med avputsad vegetation 

från gröngödslingsvallar har stora mängder fosfor och kväve avgetts med lakvatten 

(Malgeryd & Torstensson, 2003). Även i vatten från jordar med mycket överskottsfosfor 

är nivån av löst fosfor hög (Ulén, 1999). Områden med överskottsfosfor 

ligger ofta i områden där man gödslat med stora mängder stallgödsel under en 

längre tid. 

Organiskt bunden fosfor I stallgödsel finns både oorganisk och organiskt bunden 

fosfor. Kunskapen om omsättningen av den organiskt bundna fosforn och förlusterna 

av denna är dock rudimentär. Man har inte heller systematiskt undersökt 

skillnaderna mellan jordar som uppgödslats med stallgödsel jämfört med mineralgödsel. 

Stora ytavrinningsförluster av fosfatfosfor har visat sig kunna ske efter 

stallgödselapplicering i samband med kraftig nederbörd (Wither et al., 2003) men 

i vilken form resten av fosforn förlorats har inte undersökts. Adenosintripfosfat 

(ATP) och fosforlipider är kända att snabbt brytas ner i jorden och har därför 

använts som ”biomarkerare” för att spåra fosfor från stallgödsel och växtmaterial 

(Nash & Halliwell, 2000). 

Tabell 5. Källfördelning för totalfosfor till vatten (bruttotransport) för Sverige år 1999 (Brandt & 

Ejhed, 2003) 

Area (ha) P ton år-1 Procent 

Åker och betesmark 3 400 000 1 450 22,3 

Skog 27 800 000 2 430 37,4 

Kalhyggen 2 200 000 30 0,5 

Kärr och våtmarker 3 400 000 590 9,1 

Annan form av öppen mark 1 800 000 340 5,2 

Dagvatten från samhällen 5 500 140 2,2 

Reningsverk - 495 7,5 

Avlopp från enskilda hushåll - 645 9,9 

Industrier - 370 5,8 

Mjölkrum - 10 0,1 

Totalt 47 200 000 6500 100 

24




Tabell 6. Bakgrundsbelastning och antropogen (av människan förorsakad) belastning på olika 

havsbassänger. Punktkällorna inbegriper mjölkrum, enskilda avlopp, reningsverk och industrier 

(Brandt & Ejhed, 2003) 

Havsbassäng Bak- Åker- Kal- Dag- Punkt- Antro- Antro- 

grunds- mark hyggen vatten källor pogen pogen 

belast- och från sam- belast- belast- 

ning beten hällen ning ning 

(ton år -1 ) (ton år -1 ) (ton år -1 ) (ton år -1 ) (ton år -1 ) (ton år -1 ) (%) 

Bottenviken 750 50 10




3 Fosforförlusternas storlek 

Allmänt om kvantifiering av fosforförluster 

Hittills i rapporten har endast koncentrationer i vattnet redovisats, inte transporterade 

mängder. I miljösammanhang är det viktigt att kvantifiera hur stor den sammanlagda 

belastningen av fosforn är på ett vattendrag, en sjö eller en havsbassäng. 

Samtidigt vill man också göra en källfördelning som kvantifierar andelen av olika 

bidrag. Man vill då också relatera förlusterna till någon form av bakgrundsbelastning 

för att se hur mycket av förlusterna som beror på de mänskliga aktiviteterna; 

det antropogena bidraget. För jordbruksmarkens del innebär den antropogena påverkan 

att man odlar marken och tar ut skördar. Ett allmänt mätproblem är att fosfortransporten 

med vatten inte bara varierar rumsligt utan också tidsmässigt. Detta 

gör att det är nödvändigt med flödesstyrd provtagning (se Bilaga 1). Ofta har detta 

inte skett och mycket som publicerats får ses som minimumsiffror. 

Den hittills noggrannaste källfördelningen av fosfor från Sverige till haven har 

beräknats för år 1999 (Brandt & Ejhed, 2003). Man beräknade då bruttotransporten 

av fosfor till haven utan hänsyn till eventuell kvarhållning (retention) i vattendrag 

och sjöar. Fosfortransporten från åkermark är baserade på en uppskalning av 

regressionssamband från 16 svenska fält (Ulén et al., 2001). Eftersom skogsarealerna 

är så stora beräknades det totala bidraget härifrån som stort (Tabell 5). Livsmedelsproduktionen 

och dess följder (åkermark, reningsverk och enskilda avlopp) 

beräknades dock svara för en ännu större andel. Storleken på det beräknade antropogena 

bidraget beror på vilken bakgrundsbelastning man relaterar den till. 

I Brandt & Ejhed (2003) har man för åkermarken använt sig av värden baserat 

på fosforförluster från skogsmark. Detta betyder låga bakgrundsvärden och ”det 

mänskliga” bidraget har därför rimligen överskattats i tabell 6. 

3.1 Avlopp från enskilda hushåll 

Den fosfor som finns i ett hushållsspillvatten härrör i huvudsak från urin, fekalier 

och fosfatbaserade tvättmedel. Förbrukningen av fosfater med rengöringsmedel har 

minskat kraftigt under de senaste 15 åren, men användningen är på uppgång igen 

eftersom ersättningsmedlen inte uppfyllt förväntningarna. Dessutom uppstår problem 

i reningsverken eftersom de är byggda för fosforfällningar. Rekommendationerna 

har mer övergått till att använda fosforhaltiga tvättmedel i hushåll anslutna 

till avloppsreningsverk men att inte använda sådana tvättmedel på landsbygden där 

man inte är ansluten till avloppsreningsverk. Vid beräkning av bruttobidraget av 

fosfor används ofta schablonvärdet 1.5 g P/pers. * dygn som bidraget från människans 

fekalier och urin och ytterligare 0.6 g P/pers. * dygn från bad-, dusch- och 

tvättvatten (Naturvårdverket, 1995). I slamavskiljare är fosforreduktionen max. 

10 %, men med stor variation från dag till dag beroende på aktiviteter i hushållet 

(Stuanes & Nilsson, 1985). För att beräkna fosforreduktionen i enskilda avloppsanläggningarna 

används siffror som bygger på ett fåtal undersökningar. För mark- 

26




bäddar anger Naturvårdverket en fosforreduktion på 25-50 % men hur lång livslängden 

kan vara är inte utrett. För infiltrationsanläggningar anges en reduktion på 

60 - 80 %, en siffra som kan ifrågasättas (Fredriksson, 1994). Beräkningarna av de 

enskilda avloppens bidrag till fosfortransporten är mycket osäkra. Framför allt är 

retentionen mellan anläggningen till det aktuella vattendraget helt okänd. Ibland 

har man försökt att väga in detta genom att beräkna avståndet från varje anläggning 

till vattendraget och anta en reduktion i proportion härtill. Eftersom avloppsdikena 

kan bli mättade med fosfor så småningom är fosforreduktionen inte permanent. 

I en utredning om alternativa enskilda avloppsanläggningar (Hellström et al., 

2003) uppmättes fosforhalterna i avloppsvattnet före slamavskiljare från 10 anläggningar 

vara 6 mg/l TotP och 4,9 mg/l PO4P i genomsnitt. I utvärderingen av 

15 anläggningar som är alternativ till de markbäddar och infiltrationsanläggningar 

som används idag, klarade samtliga anläggningar kravet på 90-procentig fosforreduktion. 

Speciellt bra fungerade de anläggningar som använde kemisk fällning, 

men även de som utgjorde små biologiska minireningsverk reducerade P tillfredsställande. 

Fosfathalterna i det utgående vattnet varierade mellan 0,04 och 9,2 mg/l 

och reduktionen motsvarade mer än 90% av fosforn. 

3.2 Bakgrundsnivåer 

Fosfor via nederbörden Det finns stora osäkerheter vid bestämning av fosfornedfallet 

via nederbörden. Mätningar med s.k. bulkinsamling på öppna fält är osäkra 

och variationerna i fosforhalten har en ganska lokal karaktär (Knulst, 2001). Den 

totala atmosfärsdepositionen i Skandinavien är vanligen 0,04-0,07 kg/ha * år 

(Persson & Broberg, 1985). Andelen organisk fosfor uppskattas vara ungefär hälften. 

Fosforkoncentrationen i nederbörden som når jordbruksmarken kan öka betydligt 

genom läckage från grödans ovanjordiska växtmaterial till nederbördsvattnet 

(Stinner et al., 1984). Kunskapen om detta är mycket dålig. I skogsmark anges fosforhalten 

öka 2,4 ggr när nederbörden passerar genom trädkronorna (Persson & 

Broberg, 1985). De anger en bakrundsdeposition av 0,1-0,2 kg/ha * år. 

Fosfor från skog Fosforförluster från skogsmark är rimligen för låga för att utgöra 

bakgrundsförluster för åkermark. I åtminstone en svensk studie har jordbruksmark 

visat sig vittra betydligt mer än närliggande skogsmark (Ulén & Snäll, 1998). 

Kvoten fosfor/kisel i ett antal större vattendrag antyder att bakgrundshalten av fosfor 

från åker kan vara 2,5 ggr högre än från skog. Det antropogena bidraget från 

åker kan då beräknas till i genomsnitt drygt 0,2 kg P/ha * år (Ulén, 2003b). 

Fosfor från obrukad mark Dräneringsvatten av ogödslad gräsmark har på en 

lokal uppmätts ha en totalfosforkoncentration på knappt 0,05 mg/l (Ulén, 2005a) 

och bäckar från relativt ostörda avrinningsområden i Danmark på 0,05-0,06 

(Larsen et al., 1999). Diatoméstudier i Mälaren som indikerar historiska fosforhalter 

(Bradshaw & Anderson, 2001) gav ungefär samma koncentrationer; 0,05- 

0,06 mg/l. Med en avrinning på 200 mm motsvarar detta 0,1-0,2 kg P/ha * år. Jordbruksmark 

i försök som varit ogödslade sedan 50-talet har visat på högre fosforför- 

27




luster: 0,2-0,5 kg/ha (Djodjic & Börling, 2004). Förlusterna har inte visat sig vara 

relaterade till gödslingen och jordar med låg skörd har ofta gett stora läckage. 

Tabell 7. Antal observationsfält, dominerande grödor, årsavrinning (AVR) samt förlust via dräneringsrör 

av total-fosfor (TOTP) och fosfatfosfor efter filtrering (PO4P(f)) som långtidsmedelvärden 

1977-1999 vid momentan provtagning i sex olika regioner i Sverige. Observationsfälten ingår 

i Naturvårdsverkets miljöövervakning 

Region Län Antal Dominerande grödor AVR TOTP PO4P(f) 

(mm) (kg/ha*år) (kg/ha*år) 

Norrland AC, Z 2 vall, korn, havre 275 0,26 0,11 

V Svealand, NV Götaland S, T 2 vall, korn, havre 216 0,32 0,15 

Mälarregionen med omnejd C, D 2 vall, korn, havre 145 0,57 0,18 

S Östkusten E 4 höstvete, korn, 145 0,17 0,05 

havre, vall oljeväxter 

Centrala Götaland R 2 höstvete, havre, 230 0,23 0,10 

vall, korn 

Sydlänen M, N 4 höstvete, potatis, 304 0,57 0,36 

sockerbetor, majs, 

havre, korn 

3.3 Förluster från enskilda fält 

Årstransporten av löst fosfor och totalfosfor i dräneringsvatten från de svenska 

observationsfälten anges i tabell 7. Det är samma fält där koncentrationerna redovisades 

i tabell 2. Av de 16 fälten svarade två ensamt för närmare hälften av fosforförlusterna, 

medan 7 av fälten tillsammans bara svarar för drygt 10 % av den sammanlagda 

förlusten. Fält med mycket ytvattenbrunnar och varierad topografi har i 

allmänhet större förluster av partikelbunden fosfor än andra i så motto att avståndet 

till en ytvattenbrunn tycks ha en viss betydelse för fosforhaltens storlek. Stora förluster 

av fosfor via dräneringen (upp till 3 kg/ha) har uppmäts från enskilda fält i 

utlandet (Lundekvam, 1990; Culley et al.; 1983; Skaggs et al., 1994). Mycket stallgödsel 

har också gett stora dräneringsförluster av fosfor (Withers et al., 2003). Hur 

stor andel av den totala fosforförlusten i Sverige som transporteras via marken och 

hur mycket som transporteras på ytan är svårt att kvantifiera. I det ofta flacka mellan 

svenska landskapet med lerjord svarar transporten via dräneringssystemen rimligen 

för den största andelen. Sålunda uppmättes betydande transport av fosfor via 

dräneringssystem på Varaslätten där ytavrinningen av fosfor är försumbar (Ulén & 

Mattsson, 2003) och från dräneringssystem med marina leror i östra Sverige (Ulén 

& Persson, 1999). Ingen har vågat kvantifiera yterosionens betydelse för den totala 

fosforförlusten i Sverige. Det finns dock ingen tvivel om att den lokalt kan spela 

stor roll. 

28




3.4 Förluster från avrinningsområden 

Hydrologiska och markkemiska faktorer Genom omfattande studier i avrinningsområden 

i Pennsylvania har man visat att avrinningen ofta härstammar från 

vissa källområden som periodvis komprimeras och kontrakteras under nederbördstillfällena. 

Dessa förändringar kan ske mycket snabbt (Zollweg et al., 1996). De 

låglänta områdena närmast vattendraget kännetecknas ofta av en hög grundvattenyta 

och under nederbördsrikare perioder förflyttar sig detta område snabbt längre 

upp för sluttningarna för att sedan snabbt krympa nedåt igen. 

Vissa delar av avrinningsområdet kan kännetecknas av en högre halt fosfor i 

jorden än andra t. ex. genom en lång tids stallgödselanvändning (Sharpley & 

Rekolainen, 1996). Genom detta, eller genom att en hög grundvattennivå gör att 

fosforn i marken blir mer kemiskt labil, kan vissa delområden leverera mycket 

fosfor till vattendragen. De låglänta områdena har dessutom ofta hög lerhalt och 

kan därmed svara för en stor del av fosfortransporten. I något fall har så lite som 

10 % av avrinningsområdet yta visat sig svara för hela 90 % av transporten. En 

identifiering av kritiska områden för fosforförluster är en viktig uppgift, så att 

speciella åtgärder kan sättas in där. 

Tabell 7-1. Fosforindex för att gradera den potentiella fosforförlusten från ett enskilt fält beroende 

på karaktären av transporten enligt praxis i Maryland, USA (Coale, 2000). Vägningsfaktorer 

är fetstilade. Jorderosionen beräknas med en modifiering av USLE (en empirisk modell framtagen 

i USA på 70-talet). Ytavrinningsklasserna är baserade på jordart och lutning. 

Karakteristik Potentiell fosforförlust 

Jorderosion 0,8 *x jord (t ha -1 ) 

Ytavrinningsklass Ingen/mkt låg (0) Låg (2) Medel (4) Hög (6) Mkt hög (8) 

Alvens dränerings- Mycket låg (0) 

förmåga 

Låg (2) Medel (4) Hög (6) Mkt hög (8) 

Potential för läckage Låg (0) Medel (2) Hög (4) 

Avståndet från fält- > 30m >30m+>7,5m 7,5m 

ej göslad zon 

Prioritering av Kategori 3 Kategori 2 Kategori 2 Kategori 1 Kategori 1 

recipient (0) (1) (2) (3) (4) 

3.5 Riskbedömning i ett avrinningsområde 

I ett svenskt avrinningsområde (Djodjic et al., 2002) användes en riskbedömning 

för varje enskilt fält med hjälp av det fosforindex som används i Maryland. Denna 

metod (Tabell 7-1 - 7-6) bygger på faktorer för erosion, avrinning, vattnets infiltrationsförmåga 

i alven, jordens kapacitet att avge fosfor och tillförseln av handelsgödsel 

och organiskt fosfor. 

29




Tabell 7-2. Fosforindex för att gradera den potentiella fosforförlusten beroende på markkemi och 

odlingsåtgärder enligt praxis i Maryland, USA (Coale, 2000). Vägningsfaktorer är fetstilade 

Karakteristik Potentiell fosforförlust 

Jordtest, näringsindex 0,2 * index 

Nivå mineralgödsel 0,05 * (kgP/ha) 

Gödslingsmetod Ingen Gödseln Gödseln inkor- Gödseln appliceras Gödseln 

placeras poreras inom på markytan mars appliceras 

djupare 5 dagar till november markytan 

än 2,5 cm efter appli- ELLER december 

cering gödseln inkorpore- till februari 

ras >5 dagar efter 

applicering 

(0) (15) (30) (45) (60) 

Stall/gröngödsling 0,08 * (kgP/ha) 

Gödslingsmetod stall- Ingen Gödseln Gödseln inkor- Gödseln appli- Gödseln 

eller gröngödsling placeras poreras inom 5 ceras på ytan mars- appliceras 

djupare än dagar efter nov. ELLER inkorpo- på markytan 

2,5 cm applicering reras inom 5 dygn december till 

därefter februari 

(0) (15) (30) (45) (60) 

Tabell 7-3. Avrinningsklasser för ytvatten enligt praxis i Maryland, USA (Coale, 2000). Vägningsfaktorerna 

är fetstilade 

Sluttning Permeabilitet cm/timme 

Sluttning Mycket snabb Måttligt snabb Måttligt Långsam Mycket 

(%) (>50) till snabb långsam till långsam 

(5-50) måttlig 

(0,5-5) (0,15-0,50) (>0,15) 

(Ringa Försumbar (0) Försumbar (0) Försumbar (0) Försumbar (0)Försumbar (0) 

avrinning) 

20 Liten (2) Måttlig (4) Hög (6) Mycket hög (8) Mycket hög (8) 

Koefficienterna för jordarnas dräneringsförmåga (Tabell 7-1) och permeabilitet 

(Tabell 7-3) är anpassade för delstatens jordart. Motsvarande beräkningar saknas 

för svenska jordar med olika jordarter. För riskuppskattningar bör man också 

beakta andra hydrologiska faktorer. Avrinningen sker framför allt i vissa källområden. 

I områden med hög grundvattenyta eller mycket makroporflöde kan fosforförlusterna 

öka dramatiskt. För att utveckla riskbedömningen är det alltså viktigt, 

dels att få fram bättre samband mellan markanalyser och fosforförluster, och dels 

att kunna göra en hydrologisk riskbedömning i fält. 

30




Tabell 7-4. Avrinningsklasser för dräneringsvatten enligt praxis i Maryland, USA (Coale, 2000). 

Vägningsfaktorer är fetstilade 

Djup till Dräneringsklass 

grundvatten- Mkt dålig Dåligt Halvdåligt Halvbra Bra Utmärkt Ytterst bra 

nivå (m) dränerad dränerad dränerad dänerad dränerad dränerad dränerad 

0-5 Hög Mkt hög Mkt hög Mkt hög Mkt hög Mkt hög Mkt hög 

(6) (8) (8) (8) (8) (8) (8) 

6-12 Måttlig (4) Måttlig (4) Måttlig (4) Måttlig (4) Hög (6) Hög (6) Hög (6) 

13-20 Låg (2) Låg (2) Låg (2) Låg (2) Måttlig (4) Måttlig (4) Måttlig (4) 

>20 Mkt låg (0) Mkt låg (0) Mkt låg (0) Låg (2) Låg (2) Låg (2) Låg (2) 

Täckdikat* Hög (6) Hög (6) Hög (6) Hög (6) Hög (6) Hög (6) Hög (6) 

*alla djup 

Tabell 7-5. Läckagepotentialen enligt praxis i Maryland, USA (Coale, 2000). Vägningsfaktorer är 

fetstilade 

Läckagevärde 

Djup till grundvattennivån (m) 1 2 3 

0-5 Måttlig (2) Hög (4) Hög (4) 

6-12 Låg (0) Måttlig (2) Hög (4) 

13-20 Låg (0) Måttlig (2) Hög (4) 

>20 Låg (0) Låg (0) Måttlig (2) 

Tabell 7-6. Modifiering med hänsyn till buffertzoner enligt praxis i Maryland, USA (Coale, 2000). 

Vägnings-faktorer är fetstilade 

Avstånd till ytvatten och annan information om buffertzonen Värde 

>30m till ytvatten 0 

15m permanent bevuxen buffert ELLER 2 

7,5m permanent bevuxen buffert OCH 2 

>7,5m icke Pgödslad zon 




för om det tillrinnande vattnet har hög fosforkoncentration än sjöar med snabb 

vattenomsättning. Förhållandet mellan kväve och fosfor är också av betydelse. 

Tabell8 visar att sjöar med höga fosforkoncentrationer främst finns i Mälarregionen 

med omnejd och i sydlänen. Det är också där de högsta fosforhalterna 

mätts upp i vatten från dräneringsrör. 

Tabell 8. Totalfosforhalter (TOTP) som medelvärden i sex olika regioner i Sverige beräknade 

från mätningar från dräneringsrör och i bäckar samt fördelningen av sjöar (%) klassade efter 

totalfosforhalter sommartid (Johansson & Persson, 2001) och ett enkelt sjöindex 

Region o länskod Dränerings Jordbruks Sjöar Sjöar Sjöar Enkelt 

vatten bäckar klass 1 klass 2 klass 3 sjöindex 

TOTP TOTP 0,025- 0,050- >0,100 för 

0,050 0,100 eutrofi 

(mg/l) (mg/l) (%) (%) (%) 

Norrland 

AC, BD, Z, Y, X, W 

0,05 0,12 81 15 4 1,5 

V Svealand, NV Götaland 

S, T, P, O 

0,15 0,11 84 11 5 1,4 

Mälarregionen med 

omnejd U, C, AB, D 

0,29 0,16 61 30 9 2,0 

S Östkusten 

E, H, I 

0,12 0,19 66 30 4 1,8 

Centrala Götaland 

R, F, G 

0,10 0,09 75 20 5 1,6 

Sydlänen 

K, M, N 

0,20 0,16 68 20 12 1,9 

32




4 Fosforn omsättning i vattendrag 

4.1 Processer 

Vattendragen kan ta emot fosfor via vinderosion, ytavrinning, dräneringsvatten, 

grundvatten nederbörd och via punktkällor. Därtill kommer ökningen av fosforhalten 

vid interna processer i vattendraget såsom bottenerosion, bankerosion, suspension 

och biologiska/kemiska processer. Minskning i fosforhalten kan ske genom 

sedimentation och andra biologiska och kemiska processer. Genom sedimentationen 

kan det således ske en retention av fosfor. En signifikant sådan har också 

konstaterats i några jordbruksåar (Wörman et al., 1995) liksom att det vid sommarens 

lågflöden sker en ansamling av fosforn i bottenbädden (Ulén et al., 2003). 

Senare under säsongen kan den partikelbundna fosforn öka genom resuspension 

från bottnar. Denna temporära upplagring medför att retentionen av fosfor uppströms 

ett vattendrag kan reglera variationerna i fosforhalten nedströms. Eroderat 

material från åbädden har egenskaper som senare kan tänkas medföra fosforfrigörelse 

och desorption av fosfat från partiklarna om de når sjöar som har andra pHvärden 

och andra redoxförhållanden än vattendraget. En signifikant erosion av 

fosforrikt material från bankarna har också uppmätts (Krongvang et al., 1997). I 

Danmark anses detta vara en av de viktigaste källorna för fosfor i vattendragen. 

33




5 Fosforns omsättning i sjöar 

5.1 Processer 

Eutrofiering i egentlig mening är vattenkemiska förändringar: större näringsrikedom, 

ökad vattengrumling och ökad syreförbrukning i bottenvattnet. Förändringarna 

ger i sin tur upphov till biologiska förändringar såsom ökad produktion och 

biomassa, ökad produktion av bakterier och djur, förändrad artsammansättning 

m.m. 

I sjöars bottensediment är det mycket vanligt att fosforn binds till järnhydroxidkomplex, 

men denna typ av bindning upphör när syrgashalten närmar sig noll. 

Fosfat kan då snabbt lösas ut ur sedimenten till vattnen men processen påverkas av 

bl. a. nitrattillgången. Nitrat kan ersätta syre och motverka reduktion av järn i sedimentytan. 

Den fosfor som finns bunden i bottensedimentet kan kemiskt karaktäriseras 

genom extraktioner som visar hur stor andel som är permanent bunden och 

hur stor andel som kan tänkas gå i lösning. Med en allmänt brukad metod arbetar 

man med fyra fraktioner i sedimentet. 

De viktigaste mekanismerna som transporterar löst fosfor från porvattnet upp 

till fria vattenmassan är: bioturbation, vindinducerad turbulens, gasutströmning och 

diffusion (Persson & Olsson, 1992).Den organiska fosforn i bottensedimenten är 

antagligen rörlig i större utsträckning än man tidigare trott, bl. a. genom snabb 

nedbrytning eller frigörelse från bakterier vid syrgasbrist. Dessutom kan den organiska 

fosforn i partikelform föras upp i vattenmassan när övervintrande blågröna 

alger vandrar från bottensedimentet och uppåt. Den kan också föras upp av ätande 

mört och karpfiskar. Vindinducerad turbulens gör att det kan ta minst 10 år innan 

fosfor är mera permanent begravd i bottensedimentet (Sonzogni et al., 1982). I en 

större svensk sjö har det beräknats till 50 år (Rydin, 1999). 

Fosforfraktioner med metod för extrahering av sjösediment enligt Hieltjes & Liklema 

(1980) 

(1) Den oorganiska fosfor som bundits till kalk som apatitkomplex och som kan betraktas 

som olöslig. 

(2) Den icke apatitbundna oorganiska fosforn. 

(3) En labil fraktion av fosforn som kan gå i lösning, framför allt vid höjt pH och/eller 

mycket låg syrgashalt. 

(4) Den organiskt bundna fosforn. 

Mätning av algtillgänglig fosfor Vad som potentiellt är algtillgängligt uppskattas dels 

genom biotester med alger och dels genom kemisk extraktion. Ingen kemisk fraktion 

representerar emellertid algtillgänglig fosfor tillfredsställande (Ekholm, 1998). Vid algtesterna 

påverkas resultatet mycket av själva utförandet. Alger i direktkontakt med partiklar 

kan frigöra extra fosfor genom sina ytbundna enzymer. Om algerna blandas kraftigt 

med partiklarna ger därför ett algtestet ett högt värde på tillgängligheten jämfört 

med om alger och partiklar åtskiljs av ett membran. De lösta fosfaterna är direkt algtillgängliga. 

Annan fosfor som ingår i analysen av totalfosfor står vanligen i någon slags 

jämvikt med den algtillgängliga fosforn vilket är anledningen till att man över huvud taget 

mäter den totala fosforn. 

34




5.2 Fosforns algtillgänglighet 

Den negativa miljöeffekten av fosfor uppkommer om det finns för mycket algtillgänglig 

fosfor så att det sker eutrofiering. Algtillgänglig fosfor är summan av den 

omedelbart tillgängliga fosforn och den fosfor som kan överföras i algtillgänglig 

form genom desorption, kemisk upplösning, enzymatisk nedbrytning eller någon 

annan process. Den är därför beroende av många miljöfaktorer. 

Partikulär fosfor Mycket av fosfortransporten från jordbruket sker före säsongen 

då algproduktion är hög och 80-90 % av de förluster från jordbruksmark som redovisats 

i tabell 5-7 har skett under perioden oktober-april. Man kan befara att den 

partikulära fosforn från jordbruksmarken skulle kunna få effekt långt senare än då 

den mesta av fosfor från jordbruket belastar vattendragen. Orsaken kan vara, dels 

att pH då är högre, dels att halten löst fosfor då är lägre i vattendragen. En sammanställning 

av nordiska erfarenheter av algtillgängligheten av fosfor i dräneringsvatten 

visade på spannet 0-58 % (Ekholm, 1998) mätt med algtester. Den del av 

den partikulära fosforn från jordbruksmark som var algtillgänglig i biotestförsök 

med vatten från sydfinska åar var ibland så låg som 5 %. I ren ytjord var däremot 

tillgängligheten större, i medeltal 20 % (Ekholm, 1998). Eroderat material skulle 

därför ha kunnat förbrukat sin algtillgängliga fosfor innan den når vattendraget. 

Där skulle partiklarna rentav kunna minska algtillgängligheten genom sorption. I 

en studie av en sjö visade också Ekholm (1998) att den externa belastningen var 

mindre än den algtillgängliga fosforn som frigjordes internt i den aktuella sjön. 

Löst fosfor Löst fosfor och vissa lösta organiska fosfater är direkt biologiskt tillgänglig, 

de senare genom hydrolys och mineralisering med fosfatasenzym. Fosforn 

i vatten som runnit av från områden med mycket djurproduktion var mer biotillgänglig 

än fosfor i avrinnande vatten från områden med ren spannmålsproduktion 

(Källqvist & Berge, 1990). Fosforn i avlopps-vattnet var till stor del var i löst form 

och var algtillgängligt till en mycket hög grad. 

Organisk fosfor Tillgängligheten av den organiska fosforfraktionen från jordbruksmark 

för alger har undersökts mycket litet. Fosfor bunden till nytt organiskt 

material t exempel stallgödsel eller växtrester kan antagligen till stor del snabbt 

vara algtillgänglig. Fosfor bunden till mera omsatt organiskt material, dvs mer 

stabila organiska föreningar tycks dock vara mycket lite algtillgänglig (Sonzogni 

et al., 1982) och den humusbundna fosfor är mer eller mindre inert. 

35




6 Åtgärder för att minska fosforförlusterna 

Allmänt om fosforförluster från mark 

Odling innebär att man bearbetar jorden i större eller mindre grad vilket alltid innebär 

en ökad risk för partikeltransport. Jordbearbetningen i sig utgör ett slitage på 

jordaggregaten. Odlingen innebär också en möjlighet att bygga upp jordstrukturer 

så att marken kan ta emot nederbörden eller 

”Den goda jorden” En ur fosforsynpunkt bra jordprofilen borde ha en bra aggregatstabilitet 

i matjorden där jordpartiklarna hålls på plats och en bra ”svampfunktion” d.v.s. 

infiltrationsförmåga längs hela profilen utan att vattnet transporteras i de eventuella 

makroporerna. Mycket viktigt är också att det inte bildas en tät plogsula (egentlig benämning 

trafiksula). Dålig infiltration i sulan kan göra att vattnet rör sig ovanpå detta 

skikt eller blir stående. Stående vatten är av ondo, dels kan partiklar och fosfor slammas 

upp i detta, dels är det ett incitament till snabba makroporflöden. En bra dränering 

minskar risken för att jordaggregaten faller sönder. 

smältvattnet utan att fosforförlusterna blir så stora. Därför bör jordaggregaten stärkas 

så att de inte slås sönder så lätt utan istället är så stabila som möjligt. Det kan 

t ex ske med rätt anpassad jordbearbetning, strukturkalkning och genom att gynna 

en hög mullhalt i ytjorden. Markprofilen ända ner till dräneringsdjupet bör ha en 

bra infiltrationsförmåga så att flödena inte koncentrerar sig till makroporer eller så 

att det uppstår latterala flöden ovanpå en tät plogsula. 

Jordarnas dräneringsstatus har allmänt försämras i Sverige eftersom praktiskt 

taget ingen dränering utförts på 90-talet. Ett mål måste vara att kunna ha en för 

jordbruksproduktionen optimal vattenhalt utan att vattnet dränerar av onödigt 

snabbt. Dålig infiltration innebär dels att vattnet blir stående och ansamlar fosfor, 

dels att det fosforrika vattnet därefter kanaliseras antingen genom vissa makroporer 

eller till ytvattenrännilar. 

En annan typ av fosforförluster än det diffusa läckaget är de tillfälliga förluster 

som kan ske i samband med nederbörd från nyligen applicerad mineralgödsel eller 

stallgödsel (Withers et al., 2003). Sådana förluster kan ske både med ytavrinning 

och via dränering. Djurgårdar har där speciella problem. Flytgödseln kan rinna rakt 

genom makroporerna. Den kan också täppa till de mindre porerna i marken och 

åstadkomma en snabb kanaliserad transport av fosfor genom de stora porerna. Då 

jorden är blöt och marken skadad av packnigen av de stora flytgödselekipagen kan 

det bli stora förluster. 

Fosforförluster från de betande djurens dynghögar är vanligen måttliga (Whitehead, 

2000) Vid koncentrerade djurbeten längs vattendrag kan djuren förstöra jordstrukturen 

och erosion kan ske i direkt anslutning till vattnet (Withers et al., 2003). 

Man bör då ställa i ordning ordentliga dricksplatser åt djuren och förstärka marken 

där djuren trampar mycket. I Sverige finns nu riktlinjer för söndertrampad mark. 

36




Den mesta av fosforn i djurfodret som boskapen äter, återfinns senare i stallgödseln. 

Det är därför viktigt att inte överdosera fosforn i foderstaterna utan balansera 

den i förhållande till den grad som födofosforn tillgodogörs. Detta är ett problem 

man diskuterar mycket internationellt. Djurtäthetreglerna i Sverige, som nyligen 

justerats, grundar sig just på P-innehållet i foderstaten 

Djurgårdar har alltså speciella problem. De jordar som är kraftigt uppgödslade 

är ett annat problem. Vissa jordar med högt P-AL tal i såväl matjord som alv kan 

läcka mycket fosfatfosfor länge efter det att man övergått till en låg gödslingsnivå 

(Ulén, 1999). Höga givor under en lång tid bör därför undvikas, speciellt om jorden 

har dålig förmåga att sorbera fosforn. 

Aggregatstabilitet Aggregatstabiliteten är ett uttryck för hur stabilt jorden kan förhålla 

sig till en exponering av vatten. Den är beroende av jordart, jordens geologiska ursprung 

och jordens mullhalt. Det organiska materialet (bl. a. polysackariderna) har den 

störst betydelse vid stabiliseringen av aggregaten för de flesta jordarna. I stället för att 

mäta jordens uppslammade lerhalt kan man mäta turbiditeten (grumligheten). Lerhalten 

har ofta ett enkelt linjärt samband med tuirbiditeten (Etana, 2003). 

Jäslera (Björklera) Finkornig lerartad jord som kvarhåller så mycket vatten att den utvidgar 

sig och sväller mycket då marken tjälas. Vid upptinandet bildar jorden en halvflytande 

massa. Beskaffenheten mildras genom avdikning och kalkning (Nordisk familjebok). 

Ett tredje speciellt problem är vissa lerjordar som lätt slammar upp kolloider (Ulén 

2003a, 2004a). Sådana jordar är så besvärliga att bara vall och höstgrödor ger goda 

skördar. Ett fjärde problem är jordar som ”jäser” vid tjällossningen och som naturligt 

saknar struktur. 

Tänkbara åtgärder för att minska fosforförlusterna från jordbruksmark har 

sammanfattats i tabell 10. Endast svenska undersökningar refereras. Utländska 

resultat kan visa på potentialen men man kan sälla dra slutsatser från dessa. Jordarna 

har helt andra egenskaper och ofta, speciellt i amerikanska och norska undersökningar, 

har man bara studerat yterosion på erosionskänsliga jordar. Jorden utsätts 

i Sverige för mycket omväxlande frysning och tiningsprocesser, men effekten 

av detta är mycket lite studerad. I många utländska studier har man dessutom enbart 

nöjt sig med att studera jorderosion och inte den partikelbundna fosforn. Eftersom 

fosforhalten inte är konstant i det eroderade materialet är erosion och förlust 

av partikelbunden fosfor inte alltid samma sak. 

I Sverige har man stora skillnader i geologiskt-historiskt ursprung mellan jordar 

från baltiskt ursprung och urbergsmoräner. Sålunda sväller de baltiska lerorna 

snabbt igen efter åter-fuktning, medan de vanligaste svenska leror behåller sina 

spricksystem längre (Wiklander & Lotse, 1966). 

37




6.1 Punktkällor 

Åtgärder för att minska fosforförlusterna från olika punktkällor är en angelägen 

uppgift, eftersom de ofta svarar för en betydande del av fosforn i vattendragen. 

Denna fosfor är också algtillgänglig i mycket hög grad. Att motivera hushållen att 

komplettera befintliga trekammarbrunnar med alternativa avloppslösningar, helst 

sådana där växtnäringen återförs till jordbruket, kan dock vara svårt. Trots personlig 

kontakt, möjlighet att rådfråga expertis och ett erbjudet bidrag (35 % av investeringskostnaderna) 

under ett par år var det få hushåll som förbättrade sina avloppssystem 

i ett avrinningsområde (Ulén & Kalisky, 2005a). I det aktuella fallet 

var 50 % av de befintliga avloppsanläggningarna klassade som illegala baserat på 

kommunala beslut. Vid kampanjer med gratiskuponger för fosforfria tvättmedel till 

hushållen var det få som utnyttjade dessa. 

För gårdar där det inte fungerar med diskning med fosforfria diskmedel i 

mjölkrummen bör man istället rekommendera att avloppen leds till en urin- eller 

flytgödselbrunn. Naturvårdsverket rekommenderar växeldisk som innebär att man 

använder ett vanligt alkaliskt klorkombinerat diskmedel till morgondisken och ett 

fosforfritt syradiskmedel (dock inte fosforsyra) till kvällsdisken eftersom ersättningskemikalien 

zeolit har gett upphov till mekaniska problem. 

Läckage från eventuella torn- och plansilon skall samlas upp så att inget läcker 

ut och dessa punktkällor är numera åtgärdade. 

6.2 Förändrade odlingsmetoder 

Tillförsel av mineral- och stallgödsel enligt rekommendationerna Målet för 

dagens odling är en väl avvägd växtnäringsbalans dvs. att fosfor tillförs i balans 

med bortförseln. Hänsyn tas till markkartering enligt de rekommendationer som 

Jordbruksverket tagit fram. Syftet är att på sikt sänka P-AL talet för jordar i de 

högsta klasserna. I ett jordbruksområde nära Skälderviken där man inte längre 

applicerar stora fosforgivor, och där produktionen av stallgödselfosfor minskat, 

har fosforhalten i vattendraget minskat med statistiskt säkerhet under perioden 

1992-2002 (Ulén et al., 2004b). 

Undvika applicering på våta jordar Vid all gödsling är det skäl att använda 

spridare som går att ställa in med bra precition och sprider jämnt. Att sprida stora 

mängder mineral-gödselfosfor under blöta förhållanden kan ge oacceptabla förluster 

av fosfor via dränerings-systemen, åtminstone om gödseln får dålig kontakt med 

jordens mineraldel (Ulén & Mattsson, 2003). Att sprida flytgödsel till vall på vattenmättad 

mark kan också medföra onödiga läckage. Fast stallgödsel som sprids 

under hösten kan medföra en viss förhöjning av fosforförlusterna jämfört med om 

spridningen görs på våren. Detta visades under en nederbördsrik vinter samtidigt 

som fosforn i jorden förflyttade sig djupare ner (Ulén, 2002a). Det rörde sig om 

ett försök. De skärpa restriktioner som nu gäller för spridning av stallgödsel under 

hösten har som tidigare nämnt haft en positiv inverkan i ett avrinningsområde 

38




(Ulén et al., 2003). Det kan dock också innebära en risk för packningsskador och 

dålig såbädd om våren är blöt och stallgödseln sprids då. 

Ökad jordkontakt vid appliceringen av gödseln Fosfor som inte får kontakt med 

mineraldelen i jorden är ett riskmoment. Det är därför viktigt att mineralgödselfosforn 

blandas väl i jorden om den sprids på hösten. Om fosforn bredsprids före höstsådd 

är det viktigt att harvning sker så att gödselkornen omsluts av jord för att 

minska förlustrisken. Att bara plöja ned bredspriden fosforgödsel eller PK-gödsel 

på hösten före vårsådd innebär stora risker för förluster om vattnet söker sig väg 

genom plogtiltorna. Bredspridning av fosforn på våren till en höstsådd gröda är inte 

heller lämpligt eftersom fosforn till största delen stannar i ytskiktet vilket inte är 

optimalt för grödans upptag. Nedbrukning av mineralgödseln med radmyllning 

eller harvning i samband med sådd är klart att föredra jämfört med bredspridning. 

I Finland fann Turtola & Jaakola (1995) att ytapplicering på vall gav en förlust av 

löst fosfor som var tre gånger så stor jämfört med om fosforn myllats ner i samband 

med sådd av korn. Ytapplicering av fosforgödsel på vall bör därför undvikas. 

Om fosforklassen är låg så kan man gödsla för 2-3 års behov i samband med 

sådden och mylla ned gödseln. Vall är den gröda som har störst möjligheter att 

hämta fosfor ur markens förråd och man har därmed inte behov av årlig gödsling 

om inte markinnehållet är lågt (Dock Gustavsson & Sundell, 1983). För övriga 

grödor bör man alltid undvika förrådsgödsling eftersom detta ökar risken för läckage 

(Ulén & Mattsson, 2003). 

Vegetationstät mark under vintern För att behålla eller förbättra markens aggregatstruktur 

kan det vara bra att ha marken bevuxen med vegetation. Växtrester kan 

också skydda mot regndropparnas slag vid kraftiga regn. Det är dock inte självklart 

att själva växttäcket bara har positiva effekter eftersom växtmaterialet kan avge 

fosfater. 

Fånggröda anläggs för att minska kväveläckaget. Någon entydig effekt så att 

den ökar eller minskar yterosionen av partikulär fosfor har inte märkts i svenska 

försök (Ulén, 1997; Ulén & Kalisky, 2005b). De eventuella utfrysningeffekterna 

av fosfor, dvs att fosfor har frigjorts i och med att växtcellerna skadats tycks ha 

varit måttliga i dessa fall. Fånggröda bör därför odlas för att reducera kväveförlusterna 

och betydelsen för fosforförlusterna är ringa. 

Både svenska (Ulén & Mattsson, 2003) och finska försök (Turtola & Jaakkola, 

1995) har indikerat storleksordningen 20 % mindre förluster via dräneringsvatten 

vid odling av vall än av korngröda. Skillnaden gällde partikulärt fosfor medan löst 

fosfor förlorats med ungefär samma mängd. Frågan om växttäckets betydelse är 

dock inte helt utredd. Vid mycket långliggande försök visade Culley et al. (1983) 

att 25 år efter dräneringsarbetet hade ytor med permanent gräs signifikant högre 

fosfatkoncentrationerna i dräneringsvattnet jämfört med odlad mark. Detta förklarade 

man med att fosfatfosforn transporterades via maskhål som uppstått först efter 

många år. 

39




Plöjning på våren Vårbearbetning har reducerat erosionen högst väsentligt jämfört 

med höstplöjning på erosionskänsliga jordar i Norge och Sverige (Lundekvam, 

1995; Ulén & Kalisky, 2005a) 

Det finns nya redskap (såplog) som möjliggör plöjning på våren på lerjordar 

som inte är allför styva. Det kan dock vara svårt att hinna vårplöja de jordar som 

torkar snabbt på våren. 

Plöjning tidig höst och under torra förhållanden Vid odlingen gäller det att ha 

en god struktur hos jorden och detta gynnas om plöjningen sker under torra förhållanden. 

Markens tillstånd vid bearbetningen har stor betydelse. På besvärliga och 

struktursvaga jordar bör man vara speciellt försiktig vid såväl plöjning som stubbearbetning 

(Puustinen, 1994). 

Ett exempel på hur viktigt förhållandena är vid plöjningstillfället visas i figur 5. 

Fältet är en mellansvensk lera. Bortre delen av fältet höstplöjdes under torra förhållanden 

men främre delen ett par veckor senare efter kraftiga höstregn. Det senare 

området av fältet fick betydligt sämre struktur och vattnet kunde inte infiltrera 

efterföljande vår utan blev stående ovan jord. 

Minskad packning av jorden Lerrika jordar med sin utpräglade aggregatstruktur 

kan i hög grad pressas samman och formas i fuktigt tillstånd. När en sådan jord 

packas av traktorhjul, är det framför allt grövre sprickor och håligheter mellan 

aggregaten som pressas samman. Packning av jorden kan medföra att alla typer 

av erosion gynnas. Med tilltagande packning krymper porsystemet, antalet grövre 

porer minskar, och yterosion uppstår lättare. Jordprofilen kan bli tät när det 

Figur 5. Höstplöjning då olika partier av marken varit olika blöt 

vid plöjningstillfället och sedan torkat upp olika snabbt under våren. 

bildas en sula under matjorden till följd av plöjningen. Packningsskador i övergången 

mellan matjord och alv kan bidra till partikeltransporten genom markprofilen. 

Dräneringsvatten kan rinna ovanpå ett sådant packat skikt tills det träffar på en 

makropor. Packningsskadorna undviks genom att man utför arbeten under torra 

förhållanden, koncentrera de tunga transporterna till åkervägarna, sänker lufttrycket 

40




i däcken och använder större däck. I praktiken är det den sena hösten som det är 

mest kritiskt för packning eftersom jorden då vanligen är genomfuktad. En sen 

höstplöjning kan medföra problem och allvarliga packningsskador vilket bör undvikas. 

Förbättrad jordstruktur och infiltration Plöjning kan vara både till nackdel och 

till fördel för fosforförlusterna. Nackdelar kan vara att jorden förflyttas horisontellt 

på fältet genom jordbearbetning samtidigt som organiska materialet i ytjorden 

späds ut i och med omblandningen av jorden. Aggregaten bryts ned och förlusten 

av partikulärt material kan öka. Genom att kalka med släckt kalk kan man förbättra 

strukturen på lerjordar väsentligt. Plöjning skulle teoretiskt kunna vara till fördel 

genom att makroporsystemet i marken bryts och att infiltrationsförmågan i matjordsskiktet 

blir jämnare. Effekten uteblev dock i lysimeterförsök (Djodjic et al., 

2002). Marktäckning är bra för aggregatstabiliteten. Mycket halm kan dock vara 

svårt att harva ner och jordbearbeta. 

Jordbearbetning innebär att man sliter på aggregaten, speciellt om jorden är 

blöt. Har man en gång förstört jordstrukturen kan det ta många år att bygga upp en 

bra sådan den igen. Med en ökad halt organiskt material i jorden kan däremot risken 

för packningsskador minska. Biologiskt kan alven luckras upp genom grödor 

med djupa rötter. 

Områden med synlig yterosion har sina speciella problem. Vid körning med 

traktor kan strukturen vid markytan kan brytas ner. Det kan bildas banor i marken 

som ytvattnet kan följa och erosionen längs hjulspåren kan bli betydande. Man har 

i danska försök fått mindre ytavrinning på plöjd än på höstsådd mark. En plöjd yta 

kan nämligen magasinera vatten ovanpå markytan upp till en viss gräns medan 

vatten lättare rinner av då jorden jämnas till vid höstsådden (Sibbesen et al, 1993). 

Det är dock viktigast att förbättra markens infiltrationsförmåga så att ytavrinning 

överhuvudtaget inte uppkommer. 

Reducerad jordbearbetning Vid reducerad jordbearbetning görs bearbetningen 

med kultivator eller tallriksharv eller också bearbetas jorden över huvudtaget inte. 

Då ökar i allmänhet matjordens innehåll av organiskt material, vilket är positivt för 

aggregatstrukturen. Det finns dock utländska försök där reducerad jordbearbetning 

ifrågasatts som en åtgärd. Negativa följder som angetts är att mer fosfor kommer 

från växtrester på ytan, och att makroporflödet i marken blir mer uttalat om marken 

inte plöjs. På en jord i Ontario med stor fosforförlust via dräneringen (Gaynor & 

Findlay, 1995) var förlusten av löst fosfat drygt dubbelt så stor vid reducerad jordbearbetning 

jämfört med vid konventionell plöjning. Reducerad jordbearbetning är 

alltså en mycket komplex motåtgärd, och alltför många år utan ordentlig bearbetning 

kan vara omöjligt på vissa jordar. I vissa områden har ändå den metoden varit 

framgångsrik med goda skördar, mindre jordpackning och, förmodligen bättre 

infiltrationsförmåga. 

I långliggande försök i Sverige har man påvisat signifikant bättre aggregat-stabilitet 

för jord som direktsåtts jämfört med jord som plöjts. Samtidigt har totalfosfor- 

41




koncentration i det uppslammade vattnet också varit lägre (Etana, 2003). Vid helt 

plöjningsfri odling kan växtrester göra att upptorkningen på våren blir långsammare 

och vissa jordar kan på längre sikt få matjorden sammanpackad om den aldrig 

plöjs. Fosfor och kalk kan också stanna i ytskiktet och anrikningen i den allra ytligaste 

jorden skulle kunna medföra fosforrikare ytavrinning. I åttaåriga försök på 

mjälajord i Dalarna (Ulén & Kalisky, 2005a) har detta dock inte inneburit några 

problem. 

Bortledning av ytvatten Ytvattenbrunnar sätter man ut för att undvika att vattnet 

bli stående i svackor på fältet. Genom att förhindra ansamling av ytvatten förhindras 

också att yterosionen blir så kraftig att det t. ex. uppstår rännilar. Traditionella 

ytvattenbrunnar bör dock ses som en nödåtgärd och idealet bör istället vara att 

nederbördsvattnet kan infiltrera i jorden där det faller. Ett sätt att undvika negativa 

effekter av ytvattenbrunnar är att flytta ner dem under marken och förse dem med 

kalkfilter. 

Kalkåterfyllnad vid dränering Att valet av återfyllnadsmaterial vid dräneringen 

kan ha stor effekt är visat i Finland (Turtola & Paajanen, 1994). I ett kalkfilterdike 

blandar man uppgrävd dikesjord med kalk, innan man fyller igen diket. Inblandningen 

måste göras omsorgsfullt men täckdikningen görs i övrigt på normalt vis. 

Kalkbehandlingen gör att fyllnadsjorden blir mycket vattengenomsläpplig och 

yterosionen minskar (Lindström & Ulén, 2003). Åtgärden passar speciellt vid nedre 

kanten av sluttande lerjordar där man många gånger har stora fosforförluster. Fyllnadsjorden 

har högt pH-värde och fosforn har möjlighet att bindas. I ett svenskt 

försök var dock fosfathalten naturligt låg och effekten av fosfatbindningen kvantitativt 

liten (Lindström & Ulén, 2003). Om man planerar att dika i ett område med 

mycket fosforförluster bör man överväga att också kalka återfyllnadsjorden med 

osläckt kalk. 

Reglerad dränering Förutsättningen för reglerad dränering är att grundvattenytan 

är naturligt hög, utloppet för dräneringen fungerar bra och att jorden har en tillräckligt 

hög hydraulisk konduktivitet. Genom dämningsbrunnar på stamledningar kan 

grundvattennivån ställas in efter behov. Man kan sänka nivån inför beredningen 

av såbädden, inför skörden och under perioder med hög nederbörd. Under övriga 

perioder kan man höja nivån i dämningsbrunnarna. Genom detta förlänger man 

vattnets uppehållstid i marken och minskar utflödet. Åtgärden har prövats i södra 

Sverige varvid kväveförlusterna minskade. Fosforläckaget minskade också men 

var naturligt litet på dessa platser. Åtgärden bör därför testas i ett område med stora 

fosforläckage. 

Underhåll av backdiken Underhåll av backdiken är viktigt för att förhindra att 

vatten svämmar ut över fälten. Om en åkerareal får ta emot ytvatten från ett ovanförliggande 

fält bör man gräva avskärande diken. 

42




Skyddszoner runt ytvattenbrunnar, vallremsor i fältet Ytvattenbrunnar anläggs 

för att leda bort ytvatten. De kan betraktas som punktkällor eftersom fosfortransporten 

koncentrats dit. Skyddszoner runt brunnar är därför en strategisk åtgärd och 

teoretiskt skulle detta kunna minska fosforförlusterna signifikant i vissa områden 

(Ulén, 2002b). 

Att begränsa sluttningslängden med hälften kan minska erosionen med 30-50 % 

(Ulén, 1997). Tvärgående vattensamlare med gräs kan vara ett sätt att i praktiken 

minska sluttningslängden i områden med uppenbar yterosion eftersom infiltrationen 

kan förbättras i vallremsan. Vändtegar har ofta packningsskador och man ser 

ofta isbrännor på dem. Att undanta vändtegarna från öppen odling och beså dem 

med gräs kan minska förlusterna från dessa och också förbättra arrondering. 

Skyddszoner Skyddszoner utgör ett komplement till de åtgärder man gör på fälten 

för att minska fosforläckaget. Man får för närvarande bidrag i södra och mellersta 

Sverige för att anlägga 6 m breda skyddszoner längs blåmarkerade vattendrag på 

den topografiska kartan. Om, och i så fall hur pass effektivt, skyddszonen kan 

minska fosfortransporten till vattendraget varierar mycket från plats till plats och 

beror på de hydrologiska förhållandena och jordarnas egenskaper. Fältstudier av 

skyddszoner under naturliga nederbördsförhållanden är mycket få (Tabell 9). Ingen 

har relaterat resultaten till geohydrologiska förhållanden och hur mycket av fosfortransporten 

till vattendraget som sker via ytvatten, via dränereringsrör respektive 

via grund-vattentillförsel på den aktuella platsen. De experimentella bevisen om 

fosforreduktion härstammar i stället från undersökningar av individuella funktioner 

hos skyddszoner. Man har bara visat att zonerna kan kvarhålla fosforn via ytvatten 

vid fältkanten. 

Viktiga faktorer för att få en bra effekt av anlagda våtmarker som har föreslagits av bl a 

Puustinen et al. (2001): 

1. Lång uppehållstid 

2. Höga fosforkoncentrationer i inkommande vattnet 

3. Jämt flöde genom hela våtmarken, inga genvägar för vattnet (tät vegetation över 

hela dammen kan kanalisera) 

4. Zoner som tillåter översvämning för att jämna ut högflödestoppar (t.ex. flacka stränder). 

5. Förbiflödeskanal vid extrema högflöden. 

6. Minimering av utgrävningsarbetet. 

7. Helst inte våtmarker på gamla jordbruksmarker. (Om våtmarken ändå placeras på 

åker ska matjorden tas bort). 

8. En varierad design där delar av våtmarken har öppet vatten och andra delar är 

grunda. 

9. Branta övergångar mellan grunda och djupa partier. 

10. Skötsel – gräva ut sedimentet ofta. Sedimentationsdammen kan annars snabbt förvandlas 

till en fosforkälla. Erfarenheter av hur sedimenten ska tas bort utan förluster i 

samband med grävningen saknas. 

Till detta ska tilläggas att skyddszoner kan ha en mycket positiv effekt i och med 

att man stabiliserar dikeskanten när man inte plöjer nära vattendraget. Ett inte utrett 

43




problem är den utfrysning av fosfater som kan ske från växtmaterial (Uusi-Kämppä 

et al., 2001). När man utreder fara för detta bör man skilja på späd grönska efter en 

slåtter och det mera mogna, invintrade växtmaterialet hos vegetatation som förberett 

sig för vintern. Sådan vegetation omger normalt vattendragen men efter sen 

skörd är vegetationen mer späd. Effekten av skördetidpunkten för utfrysning är 

okänd. 

Biologiskt aktiva våtmarker Våtmarker kan utgöras av naturliga vattensamlingar, 

"back-vatten" i vattendraget, naturliga våtmarker eller de kan utgöras av speciellt 

anlagda dammar. Olika vattenväxter har i sina gröna delar ett ganska likartat fosforinnehåll, 

så det är främst genom att öka den sammanlagda biomassan som växtupptaget 

ökar. Retention av löst fosfor på årsbasis är dock liten (Uusi-Kämppä, 

et al., 2001). Fosfatfosforhalterna kan tvärtom ökat efter en damm eftersom fosforn 

periodevis kan frigöras från sedimenten. 

Sedimentationsdammar Våtmarker och dammar anläggs ibland för att man vill 

reducera mängden partikulär fosfor genom sedimentation. I norska dammar anlagda 

direkt i vattendraget (Braskerud, 2002) har man uppmätt större retentioner än 

den teoretiska beräknade från partikelstorlek och sedimentationshastigheter. Man 

har förklarat detta med partiklarna var budna till stora aggregerat när de eroderade 

från jorden. Detta har inte kunnat verifieras för svenska jordar där mycket av partiklarna 

kan komma via dräneringsrören. 

Tabell 9. Försök vid naturliga nederbördsförhållanden med 5-10 m breda skyddszoner vid fältkanten. 

Lutning av sluttningen, jordens textur, årlig avrinning (AVR) som medel under försöksperioden, 

andel partikelfosfor (PP) i förhållande till totalfosfor (%) i det tillrinnande vattnet, reduktion 

av PP i kg/ha och av totalfosfor (TP) i procent beräknat på belastningen från den ovanför 

liggande fältet. 

Skyddszon Lutning Jordens textur AVR PP Red PP Red TP Land Ref. 

Funktion % ler % mjäla % mm/år % kg/ha % 

Avr. matj. 10 56 32 102 81 0,31 29 a Finland 5,6 

Ytavr. 12 19 64 34 89 0,23 88 Norge 3 

Ytavr. 10 44 48 41 b 58 0,06 a 0 c Sverige 4 

Rännil - sandig lerjord - - ~ 0,09 32 d Danmark 1 

Rännil 14 e sandig lerjord - ~ 0,13 45 c Danmark 1 

Totalt - ”mjälajord” 300 f - 42 g Vermont 2 

Avr. matj. - minskad transport vid fältkanten via avrinning i övre matjordsskiktet 

Ytavr. - minskad transport vid fältkanten via ytavrinning 

Rännil - minskad transport vid fältkanten via rännilar 

Totalt - effekten i vattendraget genom minskad transport via ytavrinning, mindre packning och 

destruktion av jorden genom djurtramp, ingen direkt gödsling via träck och urin och stabilisering 

av vattendragskanter genom plantering 

a b c 

Samma flöden är beräknade med grästäcke som utan endast vinterhalvåret gräset skördades 

inte och lösta fosfathalten ökade liksom totalfosforhalten d beräknat på partikelbunden fosfor e 

lutning av själva skyddszonen var mycket liten 

f g 

avrinningen i vattendraget resultat från endast ett år 

44




Det kan i praktiken vara svårt att hitta lämpliga platser och samtidigt få lång uppehållstid 

för vattnet i dammarna. Erosionskänsliga slänter kan också behövas stabilseras 

med kross efter grävningen (Ulén & Kalisky, 2005a). 

Tabell 10a. Åtgäder och mekanismer för att reducera förlusterna av löst P och partikulärt bunden 

fosfor (PartP) från dränerade lerjordar i Sverige med ett lerinnehåll av minst 15% och med mycket 

makroporflöden och dräneringsförluster av fosfor. Effekterna är vanligen uppskattningar och indikeras 

med 0, +, ++ or +++ så att fler + betyder bätter effekt. 

A = åtgårder med omedelbar effekt 

B = åtgärder som har effekt efter längre tid 

AB = åtgärder som har effekt både på kort och lång sikt 

P = åtgärder som har potential men där tillräckliga forskningsresultat saknas 

Åtgärd Mekanism Effekt Tidsram Potential 

SRP Part 

P 

SRP PartP SR 

P 

Förändrad odling 

Ta hänsyn till jordens P-AL tal vid Ingen ökning av överskottet av ++ + AB AB P P 

gödsling med mineralP/stallgödsel fosfor i jorden 

Undvika applicering på våta jordar Mindre makroportransport av P +++ ++ A A 10:5 

Radmylla eller blanda in omdelbar Ökad kontakt mellan gödsel och +++ ++ A A P P 10:2 

omsorgsfullt och omedelbart jord vid tillförsel 

Vegetationstät mark under vintern: Skydd mot frigörning av partiklar 0 +++ 0 A P 10:4,5 

permanent gräs / vall / fånggröda o filtrering av frigjorda partiklar 

Plöja under tidig höst och under Mindre risk att förstöra jordag- + ++ AB AB P P 

torra förhållanden i jorden gregaten 

Minska packning av jorden Mindre kanalisering av flöden ++ +++ AB AB P P 

Öka mullhalten i jorden och plöja Förbättrad infiltrationen av vatt- ++ +++ AB AB P P 

under torra förhållanden i jorden 

Åtgärder med dräneringen 

net genom bättre markstruktur 

Leda bort ytvatten Undvika stående vatten + + A A P P 10:1 

Blanda kalk i återfyllnadsmateria- Förbättrad infiltrationen av vatten + ++ A A 10:3 

let över dräneringsledningarna och kemisk fällning av lost P 

Använda reglerad dränering 

Andra åtgärder på fältet 

Minskad mängd avrinnande 

vatten 

+ + A A P P 

Underhålla backdiken Undvika extra vatten på fältet ++ +++ A A P P 

Skyddszoner med gräs eller kalk 

runt ytvattenbrunnar 

Förbättrad infiltration av vatten + ++ A A P P 10:7 

Vallremsor i fältet 

Åtgärder i avrinnigsområdet 

Förbättrad infiltration av vatten + ++ A A P P 

Skyddszoner Förbättrad infiltration av vatten - ++ - A P P 

Biologiskt aktiva våtmarker Biologiskt upptag av P + 0 A 0 P 

Sedimentationsdammar Sedimentation av Part P + 0 A 0 P 

45 

Part 

P 

Ref




Tabell 10b. Åtgäder och mekanismer för att reducera förlusterna av löst P och partikulärt bunden 

fosfor (PartP) från mjälajordar i Sverige med ett mjälainnehåll av (beroende på inslaget av andra 

kornstorlekar) minst 40-40% och med mycket ytavrinning (kuperad terräng). Effekterna är vanligen 

uppskattningar och indikeras med 0, +, ++ or +++ så att fler + betyder batter effekt. 



AB = åtgärder som har effekt bade på kort och lång sikt 



SRP Part 

P 

SRP PartP SR 

P 


Ta hänsyn till jordens P-AL tal vid Ingen ökning av överskottet av ++ + AB AB P P 


Undvika applicering på våta jordar Mindre ytavrinning av P 

soil 

+++ ++ A A P P 

Radmylla eller blanda in omdelbar Ökad kontakt mellan gödsel och +++ ++ A A P P 


Vegetationstät mark under vintern: Skydd mot frigörning av partiklar 0 +++ 0 A 10:6 


Vårplöjning Mindre frigörning av partiklar ++ +++ A A P 10:6 



Minska packningen av jorden Mindre kanalisering av flöden ++ +++ AB AB P P 

Öka mullhalten i jorden och plöja Förbättrad infiltrationen av vatt- ++ +++ AB AB P 

under torra förhållanden i jorden 


net genom bättre markstruktur 

Leda bort ytvatten Undvika stående vatten + + A A P P 

Blanda kalk i återfyllnadsmateria- Förbättrad infiltrationen av vatten ++ +++ A A P P 

let över dräneringsledningarna och kemisk fällning av lost P 





+ + A A P P 

Underhålla backdiken Undvika extra vatten på fältet ++ +++ A A P P 



Förbättrad infiltration av vatten + ++ A A P P 10:7 

Vallremsoi fältet 

Åtgärder i avrinnigsområdet 

Förbättrad infiltration av vatten + ++ A A P P 

Skyddszoner Förbättrad infiltration av vatten o 

filtrering/sedimentation av PartP 

- ++ - A P P 

Biologiskt aktiva våtmarker Biologiskt upptag av P + + A A P P 

Sedimentationsdammar Sedimentation av Part P + ++ A A P P 

46 

Part 

P 

Ref




Tabell 10c. Åtgäder och mekanismer för att reducera förlusterna av löst P och partikulärt bunden 

fosfor (PartP) från sandiga-moiga jordar i Sverige med liten förmåga att sobera löst fosfor (låg halt av 

järn, aluminium och kalk i matjord och alv). Effekterna är vanligen uppskattningar och indikeras med 

0, +, ++ or +++ så att fler + betyder batter effect. 



AB = åtgärder som har effekt bade på kort och lång sikt 



SRP Part 

P 

SRP PartP SR 

P 


Ta hänsyn till jordens P-AL tal vid Ingen ökning av överskottet av ++ + AB AB P P 10:8 


Undvika applicering på våta jordar Mindre läckage ++ + A A P P 

Radmylla eller blanda in omdelbar Ökad kontakt mellan gödsel och +++ ++ A A P P 10:2 


Vegetationstät mark under vintern: Skydd mot frigörning av partiklar 0 +++ A A P P 


Vårplöja Mindre frigörning av partiklar ++ +++ A A P 



Minska packningen av jorden 


Mindre kanalisering av flöden ++ ++ A A P P 

Leda bort ytvatten Undvika stående vatten + + A A P P 10:1 

Blanda kalk i återfyllnadsmateria- Förbättrad infiltration av vatten ++ ++ A A P P 

let over dräneringsledningarna och kemisk fällning av löst P 





++ ++ A A P P 10:9 

Underhåll av backdiken Undvika extra vatten på fältet ++ +++ A A P P 



Förbättrad infiltration av vatten + + A A P P 10:7 

Vallremsor i fältet 

Åtgärder i avrinningsområdet 

Förbättrad infiltration av vatten + + A A P P 

Skyddszoner Förbättrad infiltration av vatten o - 

filtrering/sedimentation av PartP 

+ - A P P 

Biologiskt aktiva våtmarker Biologiskt upptag av P + + A A P P 

Sedimentationsdammar Sedimentation av Part P + ++ A A P P 

47 

Part 

P 

Ref

Bilaga 1 




Undersökningsmetoder och modellering 

I Sverige saknas bra data på markfysik och markkemi kombinerat med mätningar 

av fosforförluster. Sådana data kommer att behövas i framtida identifikation av 

problemområden och för modellberäkningar. För att resultat från åtgärdsförsök 

mot fosforförluster ska kunna användas inom rådgivning är det viktigt att man har 

statistisk upprepning i försöken. Studier av åtgärder mot fosforförluster kan göras 

i flera olika skalor. 

1 Sugceller 

Markvattnet kan mätas med sugceller. Med sugceller kan man möjligen få ett rimligt 

mått på koncentrationen löst fosfor men inte på den partikulära fosforn i markvattnet 

(Sibbesen, 1996). Vattnet i cellerna är stillastående och isolerat, till skillnad 

från vattnet som perkolerar ner under rotzonen. 

2 Lysimeterar 

Gränsen mellan vad som kallas lysimetrar och försöksrutor är flytande. Med lysimetrar 

menas här försöksutrustning med jordkolonner som används för att studera 

läckaget genom markprofilen. Ett flertal typer av lysimetrar har använts för att 

jämföra effekten av olika odlingsåtgärder och lysimeterstudier är mycket användbara 

för att studera processer. Eftersom markstrukturen är så viktig bör den vara 

så ostörd som möjligt. 

Små ostörda lysimetrar utnyttjade av Magid et al. (1992) parallellt med sugceller 

och med tillsatts av färgämnen för att studera fosforns flödesvägarna. De 

fann att lysimetrarna kunde avspegla vattnet som rörde sig genom jorden, medan 

sugcellerna gav en bild av den stagnanta jordlösningen. Bergen Jensen (2000) utnyttjade 

större lysimetrar som karvades fram ur jorden. Vattenflödet genom lysimetrarna 

styrdes med en utrustning som gav konstant långsamt flöde mellan 1 och 

10 mm/h. Försöken visade att transport av löst P var snabbare vid låg jonstyrka i 

vattnet än vid hög därför att adsorptionen var mindre. Då jorden fått stallgödsel 

transporterades mycket stora mängder partikulär fosfor igenom lysimetrarna. 

Ulén et al. (1998), och Djodjic et al. (1999) utnyttjade lysimetrar som prov- 

togs så att jordens skiktning var ostörd. En icke-reaktiv substans (bromidjon) och 

radioaktivt märkt fosfor utnyttjades för att studera mönstret och hastigheten av 

transporten. Resultaten visade bl. a. att transporten var mycket flödesdominerad 

och att den mesta av transporten skedde med makroporflöde. 

3 Rutförsök 

Uppsamling av ytvatten Ren ytvattentransport är svår att mäta, eftersom vattenhinnan 

som transporterar partiklar och löst fosfor ofta är mycket tunn. Yterosionen 

varierar med sluttningsgrad och sluttningslängd. Om yterosionen är så kraftig att 

48




rännilar uppkommer blir transporten av fosfor än svårare att mäta. I USA kombineras 

ofta ytavrinningsförsök med regnsimuleringar. Regnintensiteten och varaktigheten 

varierar mycket i olika undersökningar som annars skulle kunna jämföras 

mera med varandra. Ur svensk synvinkel har de också begränsat värde, eftersom 

frysningstiningsförhållanden i marken har så stor betydelse här. 

Metoder för att samla upp ytvatten Internationellt används ofta "USLE"-rutor enligt 

amerikansk modell som är 22 m långa ("USLE" = universal soil loss equation). Bredden 

är av mindre betydelse men bör tillåta normala odlingsmetoder. Flyttbara uppsamlingskärl 

(Gerlach, 1967) har provats av Ulén (1997). I högerosiv mjälajord var uppsamlingskärlen 

alltför mobila och ytvatten samlas upp i gummiklädda rännor Ulén & Kalisky 

(2003). På lerjord fungerade kärlen något bättre, men variationen mellan parallella tråg 

var stor och många upprepningar är nödvändiga. 

Flödesproportionell provtagning från rutor och fält För att få ett säkert mått på 

transporten, bör vattenprover tas flödesproportionellt, speciellt om det förekommer 

mycket ytavrinning eller om jorden är mycket strukturerad. Manuell provtagning gjorde 

att den beräknade transporterade mängden totalfosfor bara var 62 % jämfört med transporten 

från flödesproportionell provtagning på en typisk svensk strukturerad lerjord 

under tre år (Ulén, 1995). För en mycket strukturerad lerjord med många makroporer 

gav på samma sätt den manuella provtagningen en transporterad totalfosfor som endast 

var 37 % jämfört med om flödesproportionell provtagning skett (Ulén & Persson, 

1999). Åtskilliga av de fosforförluster som har rapporterats från lerjordar är därför förmodligen 

för låga och får ses som minimisiffror 

En kraftigt simulerad regnintensitet, med t.ex. vad som mest faller under en tioårsperiod 

kan dock ge information om "i värsta fallförluster" vid nederbörd. Vid utvärderingen 

måste man komma ihåg att ett rutförsök endast representerar en begränsad 

yta. Den totala effekten i ett landskap kan vara annorlunda där man t.ex. 

kan ha svaga punkter med mycket yterosion och låglänta partier som är fosforrika. 

Uppsamling av dräneringsvatten Rutor av varierande storlek används. Ett vanligt 

problem kan vara att avrinningen mellan till synes lika rutor varierar på grund av 

skillnader i grundvattnets tryck. Man har därmed inte full kontroll över hur vattnet 

flödar. Ibland används en kalibreringsperiod för att kontrollera variationen mellan 

rutorna, men variationen är förmodligen större vissa år och mindre andra år. Fleråriga 

försök med upprepningar är därför nödvändiga. 

4 Försöksfält 

Uppsamling av dräneringsvatten En vanlig försöksdesign är att samla upp dräneringsvattnet 

i utloppet av ledningarna och mäta flödet med vippkärl eller flottörskrivare. 

Endast dränerade fält med en viss nivåskillnad i utloppet kan mätas på så 

vis. Ytvatten kan ibland infiltrera direkt i dräneringssystemen via ytvattenbrunnar. I 

dräneringssystemet mäter man då förluster av fosfor både via ytavrinning och via 

transport genom marken. Det är viktigt att också känna till grundvattnets rörelse 

eftersom transporten av fosfor är så beroende av mängden avrinnande vatten och 

denna i sin tur är så beroende av hur mycket grundvatten som tillförs. 

49




Ett annat uppsamlingssystem har använts av Puustinen (1994). I stället för att 

samla upp det rena ytvattnet eller dräneringsvattnet lät han vattnet från 0-10 cm 

djup och 10-30 cm djup passera ett lager singel och ett brett lager stålnät innan det 

nådde uppsamlaren. Detta bör rimligen ha en filtrerande effekt på vattnet som försvårar 

utvärderingen. 

Dräneringsvattnet är bara en del av det vatten som infiltrerar i marken. Vattnet 

kan passera förbi mellan dräneringsledningarna ner under rotzonen och till grundvattnet. 

60 % av den svenska åkerarealen är ofullständigt dränerade och vatten kan 

antingen rinna av ytligt eller också dränera neråt i markprofilen. Uppmätta värden 

på fosforförluster från försöksfält kan inte överföras direkt till hela landskapet där 

fosfortransporten sker på ett annat och mer ”komplicerat” sätt. Vid en övergång 

mellan åker och vattendrag kan flera processer påverka den vidare transporten. 

5 Små avrinningsområden 

Mätningar i jordbruksbäckar I den Svenska miljöövervakningen studeras typområden 

som i genomsnitt är 10 km 2 stora och har en stor andel jordbruksmark. 

Även när det gäller avrinningsområden är det viktigt att känna till grundvattnets 

rörelser eftersom det inverkar på den uppmätta transportmängden. Hydrologisk 

studerar man vanligen bara en slutpunkt. 

Flödesproportionell provtagning i avrinningsområden Även på en storleksnivå 

som motsvarar ett avrinningsområde på flera km 2 bör man ta vattenprover flödesproportionellt 

för att transporten inte ska underskattas. Samtidigt bör man vara medveten 

om att en flödesproportionell provtagning innebär att man inte mäter de mest extrema 

koncentrationerna utan mer utjämnade halter. 

Vattnet kan dock flöda mycket oregelbundet i avrinningsområdet. En paradox är att 

man ofta konstaterar att det sker mycket snabba flöden med ’nytt vatten’ i vattendragen 

(t.ex. genom att mäta bekämpningsmedel) men att man med konservativa 

spårämnen (t.ex. syreisotopen O-18) samtidigt konstaterar att vattendragen också 

har en stor andel ’gammalt vatten’. Det senare kan betraktas som ett ytligt grundvatten 

(’pre-event water’). 

Undersökningar i avrinningsområden är ofta en ”monitoring” dvs. en passiv registrering 

av fosfortransporten. Genom en registrering av odlingsåtgärderna på 

fältet kan man dra slutsatser om odlingens påverkan. Saknas data om vad som sker 

på marken har programmet mycket begränsat värde. En noggrann klimatregistrering 

är också nödvändig. Monitorprogram har använts för att ta fram enkla empiriska 

samband där fosforbelastningen korrelerats med variabler som andel jordbruksmark 

och djurtäthet. 

Åtgärdsområde med referensområde I Norge undersöktes fosfortransporten 

under 4 år och inom fyra regioner av olika karaktär. Inom vardera regionen gjordes 

undersökningar dels från ett åtgärdsområde och dels från ett referensområde (Rognerud 

et al., 1989). Under ett inledande år registrerades transporten passivt i båda 

typerna av område. Under de tre följande åren var det meningen att en rad åtgärder 

för att minska fosforförlusterna i åtgärdsområdena skulle genomföras. Detta tog 

50




emellertid längre tid än beräknat, bl. a. beroende på svårigheter att nå ut med information. 

Jämförelsen mellan områdena gav därför inte så stort utslag. Framför 

allt lyckades man inte med att få fram bra referensområden. 

6 Kombination av mätningar på olika nivåer 

Att göra studier samtidigt på olika nivåer har undantagslöst visat sig värdefullt för 

att öka förståelsen för olika processer. Det är också nödvändigt för att utveckla 

modeller. 

Laboratorieförsök – fältförsök Metoder att utnyttja resultat från jordprover och 

samband med fosforläckage är ett måste för generaliseringar i större skala, efter det 

att sambanden styrkts. Ett exempel är desorptionsstudier i samband med erosionsstudier 

som utnyttjades av Sharpley et al. (1981). De fann ett empiriskt samband 

mellan desorption av fosfor och en konstant för den aktuella jorden, förhållandet 

vatten/jord och den kemiskt bestämda omedelbart desorberbara fosformängden. 

Lysimeterförsök - fältförsök Ulén et al. (1998) jämförde transporten av partikulär 

fosfor dels genom lysimetrar som var 30-50 cm djupa och dels via dräneringsrör på 

1 meters djup i ett fält. Fältet är flackt, har bara en ytvattenbrunn och ytvattentransporten 

bör inte spela så stor roll. Eftersom transporterna av partikulär P var ungefär 

lika stora, från lysimetrar och fält bör markroporerna i fält ha varit kontinuerliga 

ända ned till dräneringsdjupet. Vad gäller den lösta fosforn var däremot olikheterna 

stora och andra, t ex kemiska processer kan ha spelat in. 

Hydrologiska modeller 

I en hydrologisk modell delas jorden upp i flera lager. Man skiljer också på olika hydrologiska 

tillstånd t. ex. då marken är mättad, då fältkapacitet råder (vattnet är tillgängligt 

för växtrötterna) och då vattnet är otillgängligt för rötterna. En vanlig ansats är att använda 

Richards ekvation för omättade flöden då man utgår från grundvatten-flödet, den 

omättade hydrauliska kapaciteten och jordens vattenhalt. Den hydrauliska kapaciteten 

är svår att mäta då den rumsliga variationen är mycket stor. 

Små avrinningsområden - större avrinningsområden Mycket få studier har 

gjorts där man jämfört transporten från områden med olika storlek. Ongley (1976) 

ansåg att närsaltstransporten i små avrinningsområden var ganska opåverkad av 

lagring och upptag men att en upplagring skedde i större områden. En liknande 

slutsats drog Praire & Kalff (1986). De avsatte fosforexporten mot storleken på 

(jordbruksdominerade) avrinningsområden (50-5730 ha) och fann minskade transport 

ju större området var. 

Sammanfattningsvis bör fler studier göras då man samtidigt arbetar i olika skalor, 

så att man får större kunskap om retention och omlagring av fosfor på olika 

storleksnivåer. 

51




Modellberäkningar 

En transportmodell bygger alltid på en hydrologisk modell. För fosforberäkningar 

har vanligen modeller för ren yterosion av fosforn utnyttjats. De bygger på någon 

form av erosionsmodell. Man brottas med stora svårigheter eftersom någon bra 

erosionsmodell ännu inte är framtagen. En helt utvecklad modell kommer att kräva 

detta tillsammans med mer fysikaliska och kemiska kunskaper om de inblandade 

processerna. Ytvattnet betraktas vanligen som en film som rör sig ovanpå jorden 

men även andra fysikalisk/kemiska processer än desorptionen är verksamma. Man 

behöver bygga in faktorer som tar hänsyn till förhållandena med tjäle i markytan 

som kan ha stor betydelse för fosforförlusterna (Ulén, 1997). Sharpley et al. (1994) 

ansåg också att man bör förutse fosforförlusten från olika episoder och inte generalisera 

under långa tidsförlopp. 

De flesta erosionsmodeller är dock kontinuerliga utan att baseras på enstaka 

händelser. De bygger vanligen på samband från ”universal soil loss equation” 

(USLE) baserade på ett stort antal empiriska resultat från rutförsök i USA. 

Med hjälp av GLEAMS-modellen beräknade Shirmohammadi et al. (1998) 

årsförluster av löst fosfor via dräneringen. Modellen bygger inte på makroporflöde 

utan anpassades till den. Beräkningen gjordes med hjälp av kvoten mellan den 

hydrauliska konduktiviteten i makroporer och matrix och kvoten avrinning/nederbörd. 

Till modellen adderades en erosionsdel med partikulärt fosfor, varvid partikulärt 

P antogs vara bunden till suspenderade partiklar som transporteras hela vägen 

från markytan till dräneringen. Modellen klarade inte att förutspå enstaka händelser 

men beskrev långa tidsförlopp någorlunda bra. 

I Finland har man lagt till en funktion till den från USLE vidareutvecklad modell 

(CREAMS) så att den anpassas till snöackummulationen och snösmältningen 

(ICECREAM). Denna håller på att utvecklas så att den ska kunna beskriva makroporflöde 

av löst och partikulärt fosfor genom marken (Larsson et al., in prep.). 

I Norge använder man en empirisk erosionsmodell som underlag för att ge 

differentierade miljöbidrag beroende på markens risk för yterosion (Lundekvam, 

2003). 

Det finns i huvudsak tre källor till osäkerhet vid modellberäkningar: 

1) Mätosäkerheten för indata där man måste beakta provtagningsstrategier 

2) Processosäkerheten då processerna är ofullständigt kända 

3) Modellosäkerheten som visar hur felaktigheter i indata fortplantar sig till 

utdata i modellen. 

Ett annat problem är att flera kombinationer med parametrar kan ge samma resultat. 

För existerande fosformodeller gäller ofta att osäkerhet 2 är större än osäkerhet 

3, men oftast redovisas bara 3. Om man skalar upp till t. ex. avrinningsområden 

innebär detta oundvikligen en ökad osäkerhet som beror på oförmågan att ta prov 

heterogent och att förstå hur processerna påverkar varandra. 

52

Referenser 




(Referenser i tabell 9 och 10 har numrerats 9:1-9:6 resp. 10:1-10:9) 

Andersson, A., Eriksson, J. & Mattsson, M. 2000. Phosphorus accumulation in 

Swedish agricultural soils. Swedish Environmental Protection Agency, Report no 

5110. 

Bache, B.W. & Williams, E.G. 1970. A phosphate sorption index for soils. J. Soil 

Sci. 22: 289-301. 

Bergen Jensen, M. 2000. Subsurface transport of phosphorus in relation to its mobilization 

and immobilization in structured soil. Doctoral Thesis. Dep. of Agricultural 

Sciences, The Royal Veterinary and Agricultural University, Copenhagen, 

Denmark. 

Beuchemin, S. & Simard, R.R. 1999. Soil phosphorus saturation degree: Review of 

some indices and their suitability for P management in Québec, Canada. Canadian 

J. Soil Sci. 79: 615-624. 

Bloom P.R. 1981. Phosphorus adsorption by an aluminium-peat complex. Soil Sci. 

Soc. Am. J. 45: 267-272. 

Borggaard, O.K., Jörgensen, S.S., Möverg, J.P. & Raben-Lange, B. 1990. Influence 

of organic matter on phosphate adsorption by aluminium and iron oxides in sandy 

soils. J. Soil Sci. 41: 443-449. 

Bradshaw, E. & Anderson, J. 2001. Validation of a diatom-phosphorus calibration 

set for Sweden. Freshwater Biology 46: 1035-1048. 

Brady, N.C. 1984. The nature and properties of soils. McMillan Publisher Company 

New York. 9th ed. Chapter 10. 

Brandt, M. & Ejhed, H. 2003. TRK Transport-Retention-Källfördelning - Belastning 

på havet. Naturvårdsverket Rapport nr. 5247. 

Braskerud, B. 2001. Sedimentation in small constructed wetlands – retention of 

particles, phosphorus and nitrogen from arable watersheds. Dr. Scient. Dissertation 

2001:10. Norges Lanbrukshöjskole, Ås, Norge. 

Brookes, P.C. Powlson, D.S. & Jenskinson, D.S. 1984. Phosphorus in the soil microbial 

biomass. Soil Biology and Biochemistry 16, 169-175. 

Börling, K., Otabbong, E. & Barberis, E. 2001. Phosphorus sorption in relation to 

soil properties in some cultivated Swedish soils. Nutr. Cycl. Agroecosys. 59: 39-46. 

Coale, F. 2000. The Maryland phosphorus site index, technical users guide. Information 

from Maryland Cooperative Extention; University of Maryland, College 

park, USA. 

53




Culley, J.L.B., Bolton, E.F. & Bernyk, V. 1983. Suspended solids and phosphorus 

loading from a clay soil. I Plot studies. J. Environ. Qual. 12: 493-498. 

10:1 Djodjic, F., Bergström, L., Ulén, B. & Shirmohammadi, A. 1999. Mode of 

transport of surface applied 

P-33 through a clay and sandy soil. J. Environ. Qual. 28: 1272-1282. 

Djodjic, F., Bergström, L., Ulén, B. 2002. Phosphorus losses from a structured clay 

soil in relation to tillage practices. Soil Use Manage. 18: 79-83. 

Djodjic, F., Montas, H., Shirmohammadi, A., Bergström, L. & Ulén, B. 2002. A 

decision support system for phosphorus management at a watershed scale. J. Environ. 

Qual. 31: 937-945. 

Djodjic, F., 2003. Phosphorus losses from arable fields in Sweden. Effect of fieldspecific 

factors and long-term trends. Submitted to Environmental Monitoring and 

Assessment. 

Djodjic, F. & Börling, K. 2004. Phosphorus leaching in relation to soil type and 

soil phosphorus content. J. Environ. Qual. 678-684. 

Dock Gustavsson A.M. & Sundell B.1983. Produktionsekonomiska analyser av 

gödslingsförsök. Rapport nr 213, Institutionen för ekonomi och statistik, Sveriges 

lantbruksuniversitet, ISSN 0347-982X, ISBN 91.576.1461-X 

Eghball, B., Binford, G.D. & Battenspergel, D.D. 1996. Phosphorus movement and 

adsorption in a soil receiving long-term manure fertilizer application. J. Environ. 

Qual. 25: 1339-1343. 

Egnér, H., Riehm, H. & Domingo, W.R. 1960. Untersuchungen über die chemische 

Bodenanalyse als Grundlage für die Beurteiling des Nährstoffzustandes der Böden. 

II Chemische Extrationsmethoden zur Phosphor och Kaliumbestimmung. Kungl. 

Lantbrukshögsk. Ann. 26: 199-215. 

Eriksson, J. & Andersson, A. 1997. Current status of Swedish arable soils. Swedish 

Environmental Protection Agency. Report 4778. 

Eriksson, J., Andersson, A. & Andersson, R. 1999. Texture of the agricultural topsoils 

in Sweden. Swedish Environmental Protection Agency. Report 4995. 

Ekholm, P. 1998. Algal-available phosphorus orginating from agriculture and municipalities. 

Monographs of the Boreal Environment Research No 11. Finish Institute 

of Environment, Helsinki. 

Etana, A. 2003. Studies of aggregate stability and phosphorus losses in long-term 

experiments with different tilling systems. Department of Soil Physics, Institute of 

Soil Science. SLU, Manuscript. 

Fox, T.R., Comerford, N.B. & McFee, W.W. 1990. Low-molecular-weight organic 

acids in selected forest soils of south-eastern USA. Soil Sci. Am. J. 54: 1139-1144. 

54




Fredriksson, F. 1994. Närsaltsreduktion i infiltrationsanläggningar för avloppsvatten 

från enskilda fastigheter. Seminarier och examensarbeten, Avdelningen för 

Vattenvårdslära, SLU, nr. 22 

Gaynor, J.D. & Findlay, W.T. 1995. Soil and phosphorus loss from conservation 

and conventional tillage in corn production. J. Environ. Qual. 24: 734-741. 

Gerlach, T. 1967. Hillslope throughs for measuring sediment movement. Rev. 

Geomorph. Dyn. 4: 173. 

Goldberg, S. & Sposito, G. 1985. On the mechanism of specific phosphate adsorption 

by hydroxylated mineral surfaces - a review. Commun. Soil Sci. Plant. Anal. 

16: 801-821. 

Hellström, D., Johnsson, L. & Sjöström, M. 2003. Bra små avlopp – utvärdering av 

15 enskilda avlopps-anläggningar, Stockholm Vatten AB, Rapport. 

Hieljtes, A.H.M. & Lijklema, L. 1980. Fractionation of inorganic phosphates in 

calcerous sediments. J. Environ. Qual. 9: 405-407. 

Hoffman, H. & Hege, U. 1985. Gülle ein wertvolle wirtschaftsdunger. Auswetungs- 

und Informations-dients für Ernährung Landwirtschaft und Forsten 149 AID, 

Bonn: 1-28. 

Ivarsson, K. 1989. Large amounts of soil phosphorus – difficult for the plants to 

utilize. Swedish University of Agricultural Sciences. ISBN 91-576-3759-8. 

Johansson, H. & Persson, G. 2001. Svenska sjöar med höga fosforhalter – 790 

naturligt eutrofa eller eutrofierade sjöar. Institutionen för miljöanalys, SLU, rapport 

2001:8. 

Joner, E.J. & Jakobsen, I. 1994. Contribution by two arbuscular mycorrhizal fungi 

to P uptake by cucumber (Cucumis sativus) from 32P-labelled organic matter during 

mineralization in soil. Plant and Soil 163: 203-209. 

Knulst, J. 2001. Fosfor i nederbörd. Institutet för Vatten- och Luftvårdsforskning, 

rapport B 1442, IVL, Box 21060, Stockholm. 

Kronvang, B., Laubel, A. & Grant, R. 1997. Suspended sediment and particulate 

phosphorus transport and delivery pathways in an arable catchment, Gaelbeack 

stream, Denmark. Hydrol. Proc. 11: 627-642. 

9:1 Kronvang, B., Laubel., A.R., Larsen; S.E. and Iversen, H.L. 2000. Soil erosion 

and sediment delivery through buffer zones in Danish slope units. Proc. from “The 

role of erosion and sediment transport in nutrient and contaminant transfer” Waterloo, 

Canada, July 2000. 

Källqvist, D. & Berge, T. 1990. Biotilgjengelighet av fosfor i jordbruksavrenning, 

sammenlikhet med andra forurensningskilder. Slutrapport NIVA, 130 sidor. 

55




Larsen, S.E., Kronvang, B., Windolf, J. & Svendsen. L.M. 1999. Trends in diffuse 

nutrient concentrations and loadings in Denmark: statistical trend analysis of 

stream monitoring data. Wat. Sci. Tech., 39: 197-205. 

Larsson, M., Jarvis, N., Persson, K. 2003. Simulation of macropore transport of 

phosphorus through a clay soil in Sweden. Div. of Water Quality Management, 

SLU. Manuscript. 

Leinweber, P., Turner, B.L. & Meissner, R. 2002. Potential source of water pollution: 

phosphorus. Chapter 2 in Haygarth, P.M. & Jarvis, S.C. (eds.) Agriculture, 

Hydrology and Water Quality. CABI International, Oxon, UK and New York, 

USA, pp 29-55. 

10:3 Lindström, J. & Ulén, B. 2003. Effekt av kalk i täckdikesåterfyllningen på 

fosforförluster från jordbruksmark. Avdelningen för Hydroteknik, SLU. Slutrapport 

till Jordbruksverket. 

Lundekvam, H. 1990. Åpen åker og erosionsproblem. Foredrag ved konferensen 

om landbrukspolitikk og miljoforvaltning, Drammen 30-31 jan. 1990. Inst. for 

jordfag, NHL, Boks 32 1432, Ås, Norge. 

Lundekvam, H. 1993. Avrenning, erosjon og stofftab ved ulike dyrkningssystem og 

jordarter i Akershus/Östfold. Norsk Landbruksforskning Suppl. 16: 124-141. 

Lundekvam, H. 1995. Rapport fra avrenningsfelta ved Institutt for jord- og vassfag 

for 1993 og 1994. Rapport Institutt for jord- og vannfag NLH, ISSN 0805-7214. 

Lundekvam, H., Romstad, E. & Øygarden, L. 2003. Agricultural policies in Norway 

and effects on soil erosion. Environ. Sci. Policy 6, 57-67. 

Magid, J., Christensen, N. & Nielsen, H. 1992. Measuring phosphorus fluxes 

through the root zone of the layered sandy soil, comparison between lysimeter and 

suction cell solution. J. Soil Sci. 43: 739-747. 

Malgeryd, J. & Torstensson, G. 2003. Kvävehushållning och miljöpåverkan vid 

olika strategier för skötsel av gröngödslingsvallar. Konferensrapporten från Ekologiskt 

lanbruk, Vägar, Val, Visioner, Ultuna 18-19 november, CUL, Ultuna, sid 214. 

Mc Cutcheon, S.C., Martin, J.L. & Barnwell, J.O. 1992. Water Quality From 

Maidment, D.R. (ed.) Handbook of Hydrology. McGraww Hill, Inc. NY. 

9:2 Meals, D.W. 2001. Water quality response to riparian restoration in an agricultural 

watershed in Vermont, USA. Wat. Sci. Tech. 43: 175-182. 

Mengel, K. & Kirkby, E.A. 1987. Principles of plant nutrition, Wurlaufen, Bern, 

pp 420-421. 

Nash, D.D & Halliwell, D.J. 2000. Tracing phosphorus transfere from grazing land 

to water. Water Res. 34: 1975-1985. 

56




Naturvårdsverket 1995. Vad innehåller avlopp från hushållen? Naturvårdsverket, 

SNV rapport 4425. 

Niskanen, R. 1990a. Sorption capacity of phosphate in mineral soils. I Estimation 

of sorption capacity by means of sorption isotherms. J. Agric. Sci. Finland 62: 1-8. 

Niskanen, R. 1990b. Sorption capacity of phosphate in mineral soils. II Dependence 

of sorption capacity on soil properties. J. Agric. Sci. Finland 62: 9-16. 

Ocampo, J.A. & Hayman, D.S. 1980. Effects of pesticides on mycorrhiza in fieldgrown 

barley, maize and potatoes. Trans. British Mycol. Soc. 74: 413-416. 

Olsen, S.R. & Sommers, I.E. 1982. Phosphorus. From: Page, A.I. (ed.). Methods of 

soil analysis. Part 2 second ed. Agronomy 9: 403-429. 

Ongley, E.D. 1976. Sediment yields and nutrient loadings from Canadian watersheds 

tributary to Lake Erie: an overview. J. Fish. Res. Board Can 33: 471-484. 

Pagel, H. Schneider, E., Benkenstein, H. & Kruger, W. 1985. Einfluss langjährig 

differenziertes Düngung auf Kapazitäts-, Quantitäts-, und Intensitätswerte des 

Phosphats im Krumen- und Unterboden des Statischen Nährstoffmangelversuches 

Thyrow. Arch. Acker- Pflanzen Bodenk. 29: 277-283. 

Persson, G. & Broberg, O. 1985. Nutrient concentrations in the acidified Lake 

Gårdsjön: The role of transport and retention of phosphorus and nitrogen and DOC 

in watershed and lake. Ecol. Bull. 37: 158-175. 

Persson, G. & Olsson, H. 1992. Eutrofiering i svenska sjöar och vattendrag: tillstånd, 

utveckling och verkan. Naturvårdsverket, rapport nr. 4147. 

Persson, J., Ottabong, E., Olsson, M., Johansson, M-B. & Lundin, L. 1994. Markens 

bördighet: vad är bördighet och hur påverkas den? Naturvårdsverket, rapport 

4337. 

Pierzynski, G.M., Sims J.T. & Vance, G.F. 1997. Soils and environmental quality, 

Second Edition. CRC Press LLC. USA. 

Prairie, Y.T. & Kalff, J. 1986. Effect of catchment size on phosphorus export. Water 

Resources Bull. 22: 465-470. 

Puustinen, M. 1994. Effect of soil tillage on erosion and nutrient transport in 

plough layer runoff. Publ. Water and Environm. Inst. Res. 17: 71-89 Helsinki, 

Finland. 

Puustinen, M. 2001. Measurement of the runoff water from arable land. Final report 

to the EU/Life project Life97ENV/FIN 335, Finish Environmental Institute, 

Helsinki. 

Rognerud, B., Aspmo, R., Berger, M.S., Johnsen, F.H., Roseth, R. & Oygarden, L. 

1989. Handlingsplan mot landbruksforurensninger. Rapport nr 1. Information- 

57




skampanjer Utprovning av tiltak mot arealavrenning, hovedrapport GEFO, Ås 

1989. 

Ron Vaz, M.D., Edwards, A.C., Shand, C.A. & Cresser, M.S. 1993. Phosphorus 

fractions in soil solution, influence of soil acidity and fertiliser additions. Plant and 

Soil 148: 175-183. 

Rydin, E. 1999. Mobile phosphorus in lake sediments, sludge and soil: A catchment 

perspective. Acta Universitatis Uppsaliensis, ISBN 91-554-4389-3 / 

9155443893 

Sharpley, A.N., Menzel, R.G., Smith, S.J., Rhoades, E.D. & Olness, A.E. 1981. 

The sorption of soluble phosphorus by soil material during transport in runoff from 

cropped and grassed watersheds. J. Environ. Qual. 10: 211-215. 

Sharpley, A.N., Chapra, S.C., Wedepohl, R., Sims, J.T., Daniel, T.C. & Reddy, 

K.R. 1994. Managing agricultural phosphorus for prediction of surface water: Issues 

and options. J. Environ. Qual. 23: 437-451. 

Sharpley, A.N. & Rekolainen, S. 1996. Phosphorus in agriculture and its environmental 

implications. From Tunney H., Carton, O.T., Brookes, P.C. & Johnson, 

A.E. (eds.). Phosphorus loss from soil to water CABI International Oxon, UK and 

NY, USA, pp. 1-54. 

Shirmohammadi, A., Ulén, B., Bergstöm, L.F., & Knisel, W.G. 1998. Simulation 

of nitrogen and phosphorus leaching in a structured soil using GLEAMS and a new 

submodel, "PARTLE". Trans. ASEAE 41: 353-360 

Sibbesen, E., Hansen, A.C., Nielsen, D.J. & Heidman, T. 1993. Effect of soil tillage 

on surface runoff, soil erosion and loss of phosphorus - plot studies. From NJF 

seminar 288. Soil tillage and the environment Jokionen, Finland 8-10 June, 1993. 

Sibbesen, E. 1996. Utsläpp från olika källor. Tab af fosfor fra landbrugsjord - en 

dansk synvinkel. K. Skogs- o Lantbr. Akad. Tidskrift 135: 61-74. 

Sjöberg, J. 2003. Manuscript. Dep. of Ecology and Crop Production Sciences, SLU 

(in prep.) 

Skaggs, R.W., Brevé, M.A. & Gilliam, J.W. 1994. Hydrologic and water quality 

impacts of agricultural drainage. Critical Rev. Environ. Sci. and Technol. 24: 11- 

32. 

Sonzogni, W.C., Chapra, S.C., Armstrong, D.E. & Logan, T.J. 1982. Bioavailability 

of phosphorus inputs to lakes. J. Environ. Qual. 11: 555-563. 

Statistiska centralbyrån, 2002. Handelsgödsel, stallgödsel och kalk i jordbruket. 

Sveriges officiella statistik. 

Steineck, S., Gustafson, A., Richert Stintzing, A., Salomon, E., Myrbeck, Å., Albihn, 

A. & Sundberg, A. 2000. Växtnäring i kretslopp. Sveriges lantbruksuniversitet, 

Uppsala. ISSN 1402-7445. ISBN 91-576-6000-X. 

58




Stevensson, F.J. 1981. Humus chemistry. Genesis, composition, reactions. John 

Wiley and sons, New York, NY. 443 pp. 

Stuanes, A.O. & Nilsson, P. 1985. Fosforreduktion. I: Avloppsvatteninfiltration. 

Förutsättningar, funktion, miljökonsekvenser. En nordisk samrapport. SNV och 

Nordiska ministerrådet, sid. 33-54. 

Stinner, B.R., Crossby, D.A., Odum, jr. E.P. & Todd, R.L. 1984. Nutrient budgets 

and internal cycling of N, P, K, Ca and Mg in conventional tillage, no-tillage and 

old-field ecosystems on the Georgia piedmont. Ecology 65: 354-369. 

9:3 Syversen, N. 2000. Effect of a cold-climate buffer zone on minimising diffuse 

pollution from agriculture. Proc. from “Diffuse non-point pollution and water management”. 

Milwaukee. June 10-15, 2001. 

Turtola, E. & Jaakola, A. 1995. Loss of phosphorus by surface runoff and leaching 

from a heavy clay soil under barley in Finland. Acta Agric. Scand. Sect. B, Soil and 

Plant 45: 159-165. 

9:4 Ulén, B. 1988. Fosforerosion vid vallodling och skyddszon med gräs. Ekohydrologi 

26: 23-28, Avdelningen för Vattenvårdslära, SLU. 

Ulén, B. 1995. Episodic precipitation and discharge events and their influence on 

losses of phosphorus and nitrogen from tile drained arable fields. Swedish J. Agric. 

Res. 25: 25-31. 

10:4 Ulén, B. 1997. Nutrient losses by surface runoff from wintergreen and 

spring-ploughed soil in the south of Sweden. Soil & Tillage Res. 44: 165-177. 

Ulén, B., Shirmohammadi, A. & Bergström, L.F. 1998. Phosphorus transport 

through a clay soil. J. Sci. and Health, A33: 67-82. 

Ulén, B. & Snäll, S. 1999. Biogeochemistry and weathering in a forest catchment 

and an arable field in central Sweden. Acta Agric. Scand. B: Soil and Plant 48: 

201-211. 

Ulén, B. 1999. Leaching and balances of phosphorus and other nutrients in lysimeters 

after application of organic manures or fertilizers. Soil Use Manage. 15: 1-7. 

Ulén, B. & Persson, K. 1999. Field-scale phosphorus losses from a drained clay 

soil in Sweden. Hydrol. Proc. 13: 2801-2812. 

Ulén, B. Johansson, G. & Kyllmar, K. 2001. Model prediction and a long-term 

trend of phosphorus transport from arable land in Sweden. Agric. Water Manage. 

4: 197-210. 

Ulén, B. 2002a. Växtnäringsläckage vid höst- och vårspridning av fast stallgödsel 

på mellansvensk lerjord. Slutrapport till Jordbruksverket. 

59




Ulén, B. 2002b. Experimentella fältstudier av närsaltsreduktion i buffertzoner och 

effekten för fosforhalten i Vemmenhögsån av strategiskt placerade gräszoner. Teknisk 

rapport nr. 67. Avdelningen för vattenvårdslära, SLU. 

Ulén, B. 2003a. Concentrations and transport of different forms of phosphorus 

during snowmelt runoff from an illite clay soil. Hydrol. Proc.17: 747-758. 

Ulén, B. 2003b. Bakgrundsbelastning av fosforförluster från åkermark till vatten. 

Stencil, avd. Vattenvårdslära, SLU. 

Ulén, B. & Mattsson, L. 2003. Losses of different form of phosphorus and of nitrate 

from a clay soil under grass and cereal production. Nutrient Cycling Agroecosys. 

65: 129-140. 

Ulén, B.2004a. Size and settling velocities of phosphoruscontaining particles in 

water from agricultural drains. Water, Air & Soil Poll. 157: 331-343. 

Ulén, B., Carlsson, C. & Lidberg, B., 2004b. Recent trends and patterns of diffuse 

nutrient concentrations in small agricultural streams in Sweden. Environ. Monitor. 

Assess. 98: 307-322.. 

Ulén B 2005. A simplified risk assessment for losses of dissolved reactive phosphorus 

through drainage pipes from agriculture soils. Submitted to Acta Agriculturae 

Scandinavica. 

Ulén B. & Kalisky, T. 2005a Water erosion and phosphorus problems in an agricultural 

catchment – Need for natural reasearch for implementation of the EU Water 

Framework Directive. Environmental Science and Policy 8 (in press). 

Ulén B & Kalisky 2005b Water erosion and phosphorus problems in an agricultural 

catchment – Lesson from implementation of the EU Water Framework Directive. 

Environmental Science and Policy (in press) 

Uusi-Kämppä, J. and Kilpinen, M. 2000. Souojakaistst ravinnekuormituksen vähentäjänä. 

Maatalouden tutkimuskeskuksen julkaisuja, 3116 Jokionen, Finland. 

Uusi-Kämppä, J. 2001. Phosphorus purification in riparian zones. Proc. from ”Efficiency 

of particulate processes in riparian buffer zones, their design and planning 

in agricultural watersheds.” Kushiro Tourism and International Relative Centre, 

Kushiro city, Japan, 5-9 November, 2001. 

Uusitalo, R. & Tyhkanen, H.-R. 2000. Phosphorus saturation of Finnish soils: 

evaluating an easy oxalate extraction method. Agric. Food Sci. Finnland 9: 61-70. 

Werner, W., Fritsh, F. & Sherer, H.W. 1988. Einfluss langjähriger Gülledüngugn 

auf der Nährstoff-haushalt des Bodens 2. Mitteilung: Bindung der Bodenphosphate. 

Zeitschr. Planz. Boden. 151: 61-68. 

Wesström, I. 2002. Controlled drainage, the effect on subsurface runoff and nitrogen 

flows. Acta Universitatis Suecia, Agraria 350. 

60




Wiklander, L. & Lotse, E. 1966. Mineralogical and physico-chemical studies on 

clay fractions of Sweden cultivated soils. Lantbrukshögskolans annaler 32: 439- 

475. 

Whithead, D.C. 2000. Nutrient elements in grassland: Soil-plant-animal relationships. 

CABI Publishing, Wallingford, Oxon. 

Withers, P.J.A., Ulén, B., Stamm, C. & Bechmann, M. 2003. Incidental phopshorus 

losses – are they significant and can they be predicted? J. Soil Sci. Plant Nutr.166: 

459-468. 

Wörman, A., Ulén, B. & Johansson, H. 1995. Modelling phosphorus transport in 

agricultural drainage brooks. Scripta Limnologica Upsaliensis, Report no 139. 

Yläranta, T., Uusikämppä, J. & Jaakola, A. 1996. Leaching of phosphorus, calcium, 

magnesuim and potassium in barley grass and fallow lysimeters. Acta Agric. 

Scand. B; Soil and Plant 46: 9-17. 

Zolweg, J.A., Gburek, W.J., Shapley, A.N. & Pionke, H.S. 1996. Hydrologic and 

chemical controls on phosphorus (P) losses from cathment coordination of field 

research GIS and modelling efforts. From Tunney, H., Carton, O.T., Brookes, P.C. 

& Johnson, A.E. (eds.). Phosphorus loss from soil to water. CABI International 

Oxon, UK and NY, USA, pp.412-415. 

61

Fosforförluster från 

mark till vatten 

Hydrologin i marken är drivkraften i fosforförlusterna, 

därför är det nödvändigt att lära sig förstå den. Fosforn 

omsätts med en rad processer på sin väg från marken 

till vattendraget, sjön eller havet. Processerna kan vara 

såväl biologiska, fysikaliska och kemiska och fosforn 

kan vara både i löst form eller bunden till partiklar i 

oorganisk eller organisk form. För att kunna förstå 

sambanden mellan markanvändningen och den slutliga 

miljöeffekten i vattnet är det nödvändigt att lära sig så 

mycket som möjligt om de olika fosforformerna och hur 

de omvandlas. 

Många delprocesser är otillräckligt kända och borde 

undersökas mer. Det gäller speciellt den organiska fos- 

forns förekomst och omsättning. Det finns idag åtgärder 

med vars hjälp man kan minska förlusterna på såväl 

kort som lång sikt, men bristen på effektiva åtgärder är 

besvärande. 

Naturvårdsverket SE-106 48 Stockholm. Besöksadress: Blekholmsterrassen 36. Tel: +46 8-698 10 00, fax: +46 8-20 29 25, e-post: 

natur@naturvardsverket.se Internet: www.naturvardsverket.se Beställningar Ordertel: +46 8-505 933 40, orderfax: +46 8-505 933 99, 

e-post: natur@cm.se Postadress: CM-Gruppen, Box 110 93, 161 11 Bromma. Internet: www.naturvardsverket.se/bokhandeln 

RAPPORT 5507 


ISBN 91-620-5507-0 

ISSN 0282-7298

Fosforförluster från mark till vatten - BOFFE.COM

Create successful ePaper yourself

Delete template?

Save as template?