VäxtEko


Tidskrift/serie: Seminarier och examensarbeten - Sveriges lantbruksuniversitet, Institutionen för markvetenskap, avd. för vattenvårdslära
Utgivare: SLU, Institutionen för markvetenskap, avd. för vattenvårdslära
Utgivningsår: 1992
Nr/avsnitt: 20
Författare: Kellner E.
Titel: Dimensionering av dammar för denitrifikation - en enkel modellansats
Huvudspråk: Svenska
Målgrupp: Rådgivare
Nummer (ISBN, ISSN): ISRN SLU-VV-SEMEX-16-SE, ISSN 1100-2263

OBS! Fel i texten kan ha uppkommit då dokumentet överfördes från papper.

Innehållsförteckning

Förord

Föreliggande uppsats är ett examensarbete på 10 poäng i ämnena vattenvårdslära och hydroteknik. Arbetet är finansierat av Kungl. Skogs- och Lantbruksakademien.

Jag vill först och främst tacka mina handledare Arne Gustafson (Avd. för vattenvårdslära, SLU) och Harry Linnér (Avd. för hydroteknik, SLU) som gett ett fint stöd under arbetets gång och som medverkat till att göra detta examensarbete möjligt att genomföra. Ett stort tack skall även Holger Johnsson (Avd. för vattenvårdslära) ha för den goda hjälp han gett vid beräknings- och analyseringsarbetet. Jag vill även tacka övriga personer som ställt material, tid och lokaler till förfogande.

Abstract

Dimensioning of ponds for denitrification - a simple modelling approach

A simple model was developed in order to investigate nitrogen retention by denitrification in ponds under the influence of different pond dimensions. Model input data, concerning the water flow rate and the nitrate concentration in the water, were taken from runoff records from two small basins on arable land in southern Sweden. The measwements were scaled to correspond to a catchment area of 100 hectares. The pond was assumed to be circular. The pond depths used for the calculations were 1 m and 2 m and the surface areas were set to 0.25, 0.6, 1.1 and 2.2 hectares. A water volume balance and a nitratenitrogen mass balance were determined in discrete time increments. The denitrification was assumed to take place only in the bottom sediments, depending on the nitrate concentration of the pond water. Four different calculations of denitrification were performed, representing two different sediment types with two seasonal variations respectively.

The difference between the nitrate concentration at the inlet and the outlet (the same concentration as in the pond) depended on the current flow rate. At low flow periods there was a considerable difference between inlet- and outlet concentration, while during high flow conditions this difference decreased and, at times, was negligible.

The yearly amount of denitrified nitrogen increased with increasing nitrogen input, corresponding to a higher average nitrate concentration in the pond. At the same time, the relative reduction of transported nitrogen decreased, due to the connection between nitrogen transport and water flow. At high flow situations, the time during which the water was exposed to the sediment was reduced, leading to a small reduction in nitrate concentration, although the denitrification activity itself was high as a result of the high nitrate concentration in the pond. When comparing ponds with the same depth, a good agreement was found between the yearly relative reduction of the nitrogen transport and the average water retention time.

The amount of denitrified nitrogen increased with increasing pond size. It was also found that the pond area has greater impact than the pond depth.

The good agreement between yearly water retention time and relative reduction seems to be a reasonable starting point in using this type of model for pond dimensioning. However, special care must be taken when working with areas where the runoff pattern and nitrate concentrations differ considerably from those used as input data in this study.

No validation of the model was performed. The seasonal variation and the strong dependence on flow rates seems, however, to agree with some published measurements.

Inledning

Bakgrund

Under de senaste decennierna har en påtaglig ökning av näringsbelastningen på såväl Östersjöns som Kattegatts kustvatten skett. Denna har givit upphov till en ökad algproduktion, med ökad bildning av organiskt sediment på bottnarna som följd. Nedbrytningen av det organiska materialet har lett till att syrekonsumtionen i bottenvattnen ökat kraftigt med stora områden drabbade av syrebrist som påföljd. Konsekvenser av den här utvecklingen är att mängden fisk och skaldjur minskat tydligt i dessa havsområden och att tendenser till förändrade ekosystem kan ses (Rosenberg. et al., 1990).

Då det oftast är kväve som är det begränsande näringsämnet i våra havsvatten är det främst den ökade kvävetillförseln som ligger bakom dessa problem. Den i nuläget största källan till kustområdenas kvävebelastning är den diffusa flodburna kvävetransporten (Löfgren & Olsson, 1990 b), varav den största andelen i sydligaste Sverige härrör från åkermark (Löfgren & Olsson, 1990 a). Kväveläckaget från åkermarken har ökat som en följd av förändrade odlings- och produktionssystem samt ökad intensitet. Detta har varit särskilt påtagligt i södra Götalands slättbygder. Här uppgick utlakningen i början på 1980-talet till i medeltal 30-40 kg kväve per hektar och år (Andersson, 1986).

De senaste åren har man genom forskning och försök arbetat med att ta fram åtgärder mot kväveutlakningen. Lyckligtvis har också en del effektiva åtgärder med dämpande effekt på läckaget framkommit och börjat tillämpas. Som ett komplement till dessa åtgärder skulle dock ytterligare reduktion av kvävetransporten kunna erhållas genom att utnyttja vattendragens naturliga förmåga till kväveretention genom bl.a. denitrifikation, sedimentation och kväveupptag av växter och alger. Såsom läget är idag är denna förmåga starkt nedsatt, då många vattendrag är uträtade och de naturliga vattenmagasin, som förr erhölls i våtmarker, till stor del är försvunna på grund av utdikning. Således hinner det kvävebelastade vattnet till största delen rinna förbi, utan påverkan av de kvävereducerande processerna (Jansson et al. 1991).

För att förbättra förutsättningarna för dessa reningsprocesser kan man anlägga och restaurera våtmarker, så att vattenflödet bromsas upp. Idag sker också talrika sådana anläggningsarbeten ute i landet. Dock råder fortfarande stor osäkerhet över hur dimensioneringen och utformningen av våtmarkerna bör ske för att största möjliga reningseffekt ska kunna erhållas utan negativa bieffekter och till skäligt pris (Leonardsson, 1990).

Mål

Målet med detta examensarbete är att genom en modellstudie, utgående från mätserier över avrinning och kväveutlakning, undersöka hur kväveretentionen genom denitrifikation i dammar påverkas av dammarnas dimensioner.

Material och metoder

Utlakningsdata

Som indata till modellen har inhämtats mätserier från Avdelningen för vattenvårdsläras stationsnät. Mätdata över avrinning och nitratkvävehalt från två lokaler har använts: Skottorp i södra Halland samt Vättinge i nordvästra Skåne. För mer information om dessa lokalers geologiska och hydrologiska egenskaper se Gustafson, Gustavsson och Torstensson (1984). Avrinningens storlek i dataserierna är angiven med dygnsmedelvärden. Provtagningar för att bestämma det avrinnande vattnets halt av nitratkväve är i regel gjorda var fjortonde dag. För att även få dygnsvärden för nitrathalten har linjär interpolering utförts mellan varje provtagningstillfälle. Nitratkvävet utgör normalt mer än 90% av den totala kvävemängden i det avrinnande vattnet.

Beräkningsmodell

Modellen utgår från en cirkulär damm med fiat botten omgiven av en kant med 10 graders lutning mot horisontalplanet. Beräkningarna sker i diskreta tidssteg med dels en vattenvolymbalans, dels en nitratkvävebalans.

Vattenbalans. Dammens vattenvolyrn vid en tidpunkt (t) beräknas enligt ekvationen:

Volymt = Volymt-1 + Qin - Qut

där

Qin = inflöde till dammen

Qut = utflöde från dammen

Inflödet ges av avrinningsdata från mätserien. Utflödet bestäms av föregående volyms vattenstånd. Vattennivån reglerar nämligen utflödet genom ett tänkt triangulärt vinkelöverfall. Det kan då beräknas enligt (Blaisdeli, 1939):

Qut = cd * 8/15 * (2 g)0,5 * (h2 - h1)2,5 * tan /2

där

cd = avbördningskoefficient, här vald till 0,5

g = tyngdaccelerationen, 9,81 m/s2

= triangelöverfallets spetsvinkel, här 120°

h1 = triangelspetsens höjd över botten

h2 = vattenytans höjd över botten

Ingen hänsyn har tagits till övriga till- och frånflöden såsom grundvattenflöde, avdunstning eller nederbörd över vattenytan. Volymberäkningen upprepas 6-20 gånger per dygn för att undvika in stabilitet vid stora floden.

Nitratkvävebalans. Vattnets nitratkvävemängd förutsätts bli reducerad enbart genom denitrifikation. Mängden nitratkväve i dammen vid en tidpunkt (t) beräknas enligt ekvationen:

NMt = NMt-1 + Nin - Nut - Nde,tot

där

NM = mängden nitratkväve i dammen

Nin = nitratkvävetransport till dammen enligt mätserie

Nut = nitratkvävetransport från dammen enligt beräkning

Nde,tot = kväve i dammen som försvinner genom denitrifikation

Denitrifikation. Denitrifikationen antas ske enbart i dammens bottensediment, där anaeroba förhållanden råder i ett skikt strax under sedimentytan. Den mängd kväve som elimineras antas vara beroende av diffusionen av nitrat ned i sedimentet, vilken i sin tur styrs av nitratkoncentrationen i det ovanliggande vattnet. Modellens beräkning för denitrifikation grundas på en artikel av Andersen (1977), där han redovisar resultat från ett laboratorieförsök över denitrifikationsaktivitetens koncentrationoberoende hos sex olika sjösediment. Två av de regressionsfunktioner som redovisades där används i föreliggande modell för att motsvara en hög (ekv. 1) respektive en låg (ekv. 2) denitrifikationspotential:

 

Nde,yta = 40 * C0,85          ekv. (1)
Nde,yta = 18 * C0,73          ekv. (2)

 

där

Nde,yta = denitrifikation (mg N / m2 * dygn)

C = nitratkoncentration (mg N /l)

Den erhållna denitrifikationen per kvadratmeter multipliceras sedan med dammens vattentäckta bottenyta. Fullständig omblandning förutsätts råda i dammen, vilket ger en enhetlig nitratkoncentration. Medtaget i modellen är också en årstidsvariation av denitrifieringsförmågan, grundad på en temperaturvariation i form av en sinuskurva med maximum vid månadsskiftet juli- augusti (19°C) och minimum vid januari-februari (1°C). Två olika temperaturberoenden är inlagda med Q10 = 2 (variation A) respektive Q10 = 3,16 (=√10) (variation B), vilket innebär att vid en höjning av temperaturen med 10°C så ökar denitrifikationsaktiviteten 2 respektive 3,16 ggr. Dessa variationer är avsedda att motsvara dels ett enligt Messer & Brezonik (1984) typiskt Q10-värde (variation A), dels en variation funnen av Jansson et al. (1991), där denitrifikationen är 10 ggr högre under sommaren än under vintern (variation B). Värdet vid 10°C hos dessa variationer motsvaras av grundekvationerna (1) och (2). Ovanstående leder till att man får fyra olika uträkningar av nitratkvävebalansen med hjälp av ekv. (1) och ekv. (2) med två årstidsvariationer var. Dessa beräkningar utförs en gång per dygn.

Ansatta dimensioner för tillrinningsområde och dammar samt använda mätperioder

Indata från mätserierna har multiplicerats med en faktor, sådan att värdena för vattenflöde och nitrattransport motsvarar ett tillrinningsområde på 100 hektar. För dammen har två olika djupgrupper valts: 1 m och 2 m från vinkelöverfallets spets till dammbotten. Vidare valdes fyra olika dammytor, avsedda att vara gemensamma för de två olika djupen. Följaktligen ansattes fyra olika startvolymer för varje djup. De dammareor och startvärden på volymer som använts återges i tabell 1.

 

Tabell 1. Valda ytareor och åtföljande startvolymer angivna i m3.
Vattendjup (m) från   Ytarea (% av tillrinningsområde)
överfallets
spets till botten
                      0,25       0,6        1,1        2,2
1                     2000       5000       10000      20000
2                     4000       10000      20000      40000

 

Dessa dimensioner har använts i balansberäkningarna tillsammans med indata tagna ur mätserierna från Skottorp perioden 1977-89 och från Vättinge perioderna 1979-81 och 1986-88.

Kompletterande beräkningar har även utförts med 2 meters djup och startvolymen 60000 m3 / 100 ha tillrinningsområde för perioden 1977-89 samt med djupen 10 m och 18 m för perioden 1979-81 med indata från Skottorpserien.

För att utröna vilken betydelse dammarnas antal och placering i ett avrriningsområde har, gjordes ytterligare tre jämförande beräkningar med indata ur mätserien från Skottorp över perioden 1986-88. En beskrivning av dessa står under rubriken: "Betydelse av hur dammar anläggs inom avrinningsområdet".

Resultat och diskussion

Vattenflöde och kvävetransport

Vattenflödet i dammens inflöde följer mönstret hos en typisk sydsvensk avrinningsregim med det helt dominerande flödet under vintermånaderna, medan flödet under sommarmånaderna är i det närmaste obefintligt (figur 1a). Masstransporten av det nitratkväve som utlakats från tillrinningsområdet följer mycket väl avrinningens mönster (figur 1b). Detta har sin förklaring i att nitratkoncentrationen i inflödet normalt inte varierar med mer än med en faktor 4 över ett år medan variationen av vattenföringen är avsevart större (från 0 till över 10000 m3 / dygn per 100 ha tillrinningsområde), vilket gör att kvävetransporten är starkt korrelerad till vattenföringens storlek.

Det råder en viss osäkerhet om värdena för nitratkoncentrationen och de därur beräknade värdena för transport är representativa, eftersom koncentrationsvärdena är linjärt interpolerade mellan tidpunkterna för faktisk mätning. Det förefaller ju sannolikt att nitratkoncentrationen varierar även under kortare perioder vid fluktuationer av avrinningen. Joelsson (1977) fann dock inte någon större avvikelse mellan transportberäkning baserad på provtagning minst en gång per dygn och transportberäkning baserad på en provtagningstäthet på 2 gånger i månaden.

En viss skillnad i avrinningsmönstret mellan de båda mätserierna kan ses, då Skottorp har en genomgående högre årsavrinning än Vättinge. Avrinningsbilden är också klart jämnare för Skottorpserien än för Vättinges mätserie, som visar upp högre och spetsigare flödestoppar samt lägre basflöden mellan dessa (figur 2). Dessa omräknade vattenföringar kan även vara något ojämnare än vad en verklig mätserie från ett 100 ha område skulle uppvisa. Ett större område brukar ge en jämnare avrinning än ett mindre och det är möjligt att den enkla omräkning av Skottorps och Vättinges mätvärden (fältens area: 14,5 resp. 22,2 ha) som skett kan ge en något felaktig avrinningsbild.

Figur 1. Avrinning (1a) och utlakning av nitratkväve (1b) per månad under perioden 1/1 1977-30/6 1989. Data ur mätserie från Skottorp.

Figur 2. Jämförelse av avrinningsintensiteten mellan lokalerna Vättinge och Skottorp under perioden 1/10-31/12 1980.

Nitratkoncentrationer i inflöde och i damm

Inte helt oväntat är skillnaden mellan inflödets och dammens (=utflödets) nitratkoncentration vid en godtycklig tidpunkt till stor del beroende av det aktuella vattenflödets storlek. Under lågflöden tillåts denitrifikationen verka på dammens nitratkväve under lång tid, varvid skillnaden mellan in- och utkoncentration blir klart märkbar (figur 3). Vid högfloden blir uppehållstiden för kort för att denitrifikationen ska kunna ha någon större inverkan på nitratkoncentrationen i vattnet. Detta gäller trots att den relativt högre koncentrationen som då råder i dammen ger en högre absolut denitrifikationsaktivitet.

Figur 3. Nitratkoncentrationen i inflöde och utflöde under inverkan av ekv. (1) och variation A hos en damm med ytan 1,1 ha och djupet 1 m samt vattenföringens storlek under samma period (1/71986 - 30/61988). Inflödesdata ur mätseriefrån Skottorp.

Problemet som framkommer här är att de stora kvävetransporterna, vilka man har som mål att reducera, sker i samband med stora floden. Dessa förekommer dessutom till största delen under vintermånaderna, då temperaturen och denitrifikationskapaciteten är som lägst. De stora skillnader som råder mellan in- och uttransport i dammen under sommarmånaderna har en försumbar betydelse om man ser till ett helt års kvävetransport (figur 4).

Figur 4. In- och uttransport av nitratkväve under inverkan av ekv. (1) och variation A i en damm med 1,1 ha yta och 1 m djup under perioden 1/7 1986 - 30/6 1988. Indata ur mätserie från Skottorp.

Denitrifikationens årstidsvariation och flödesberoende

Eftersom denitrifikationsaktiviteten i denna modell styrs av koncentrationen i dammen är även denitrifikationen starkt beroende av hur stort vattenflödet är för tillfället. Trots de årstidsvariationer som är inlagda håller sig aktiviteten - i synnerhet hos ekv. (1) - på en hög nivå under hela vinterhalvåret (figur 5). De största aktivitetstopparna inträffar dock mestadels under höst- och vårflödena. Värt att notera är också att denitrifikationsaktiviteten hos ekv. (1) snabbt når sitt minimum under sommartid på grund av nitratbrist, samtidigt som denitrifikationspotentialen är som störst.

Denitrikationen hos ekv. (2) verkar vara mer oberoende av det aktuella vattenflödet. Den har genomgående ett senare maximum under våren och försommaren, sjunker sedan kontinuerligt fram tills avrinningen börjar öka igen på hösten, då ett nytt maximum inträffar. Ett vinterminimum är också ofta mer detekterbart hos ekv. (2) än hos ekv. (1).

Figur 5. Denitrifikationens storlek för fyra olika beräkningar i en damm med 1,1 ha yta och 1 m djup under perioden 1/71986 - 30/61988. Indata ur mätseriefrån Skottorp.

Jämförelse av ekvation 1 och ekvation 2

Den kvantitativa skillnaden mellan den mängd kväve som eliminerats av ekv. (1) och den som eliminerats av ekv. (2) är olika för skilda dammstorlekar och år. Man kan uttrycka skillnaden med en kvot, där denitrifikationen utförd av ekv. (2) under ett år divideras med denitrifikationen utförd av ekv. (1) under samma år. För de olika storlekarna rör sig medelvärdena för denna kvot mellan 0,4 och 0,8 (tabell 3). Det lägsta respektive högsta enskilda värdet ligger på 0,37 respektive 0,89 (ej redovisat). Här märks en tydlig inverkan av dammstorlek och vattnets uppehållstid med lägre värden på kvoten hos de mindre dammarna än hos de större och för år med stor avrinning än för år med liten avrinning (ej redovisat). En kort uppehållstid medför att dammens nitratkoncentration är nära inflödeskoncentrationen medan en lång uppehållstid så småningom ger en lägre koncentration i dammen för ekv. (1) än för ekv. (2), vilket gör att skillnaden mellan de båda ekvationernas resultat blir mindre. De något högre värdena för variation B kan också ses som ett tecken på att koncentrationen i dammen är högre under sommaren för ekv. (2) än för ekv. (1).

 

Tabell 2. Medelvärden för kvoten mellan årsdenitrifikationen hos ekv. (2) och
årsdenitrifikationen hos ekv. (1) för dammar med 2 m djup.
Lokal och                Ytarea i % av tillrinningsområde
årstidsvariation
                         0,25     0,6      1,1     2,2
Skottorp, variation A    0,43     0,46     0,50    0,55
Skottorp, variation B    0,46     0,50     0,54    0,60
Vättinge, variation A    0,53     0,63     0,64    0,72
Vättinge, variation B    0,56     0,69     0,70    0,78

 

Jämförelse mellan de två årstidsvariationerna

Alltmedan skillnaden i denitrifikationsaktivitet mellan de två årstidsvariationerna är märkbar vid enskilda tillfällen, skiljer sig årsmedelvärdena inte mycket från varandra. Om man uttrycker förhållandet mellan de båda denitriftkationsaktiviteterna som en kvot, där ett årsvärde av mängden kväve som eliminerats under förhållanden då variation B råder divideras med motsvarande mängd som eliminerats under förhållanden med variation A, har denna kvot medelvärden som rör sig mellan 0,94 och 1,05 (tabell 3). I allmänhet håller kvoten högre värden för ekv. (2) än för ekv. (1). Detta torde bero på att nitratkoncentrationen i dammen hålls kvar på en högre nivå hos ekv. (2) än hos ekv. (1) under sommartid, vilket gynnar den högre sommaraktiviteten hos variation B. Denna kvot är också något högre hos små dammar än hos de större, vilket kan bero på deras mindre volymer. Vid låg sommarvattenföring påverkas då de mindre dammarnas koncentration i högre grad av inflödet.

 

Tabell 3. Medelvärden för kvoten mellan årsdenitrifikationen hos variation B och
årsdenitrifikationen hos variation A för dammar med 2 m djup.
Lokal och            Ytarea i % av tillrinningsområde
denitrifikations-
funktion
                     0,25     0,6      1,1     2,2
Skottorp, ekv. (1)   0,99     0,96     0,95    0,94
Skottorp, ekv. (2)   1,05     1,04     1,03    1,02
Vättinge, ekv. (1)   0,97     0,96     0,94    0,94
Vättinge, ekv. (2)   1,03     1,03     1,03    1,02

 

Årsdenitrifikationens samband med års transporten av nitrat, årsflödet av vatten och dess medelkoncentration av nitrat

Ett samband mellan årsdenitrifikationen och årstransporten av nitrat kan ses, där mängden eliminerat kväve ökar när intransporten av kväve blir större (figur 6a,b). Detta är ett tecken på att medelhalten av nitratkväve i dammen är högre under ett år med stor intransport. En skillnad mellan ekv. (1) och ekv. (2) kan också ses, där sambandet för den förra är klarare än för den senare. Däremot kunde inte någon tydlig skillnad i detta samband ses mellan olika dammstorlekar.

Då nitrattransporten är en produkt av variablerna nitratkoncentration och vattenföring kan man förvänta sig att årsdenitrifikationen har ett samband med någon eller båda av dessa variabler.

Sambandet mellan medelkoncentrationen i inflödet och årsdenitrifikationen visade sig vara tydligare för ekv. (2) än för ekv. (1) (figur 6c,d). För ekv. (2) gäller också att detta samband är klarare än det mellan årstransport och årsdenitrifikation. För ekv. (1), däremot, verkar det vara av större betydelse att det kontinuerligt förs in nytt nitrat som hjälper till att hålla koncentrationen i dammen hög. Således är betydelsen av vattenföringskomponenten av nitrattransporten större för ekv. (1) än för ekv. (2). Dock är årsdenitrifikationens korrelation med årsflödet av vatten mycket dålig för båda denitriftkationsfunktionerna (figur 6e,f).

Figur 6. Årsdenitrifikationens storlek vid olika årliga kvävetransporter (6a och b), olika årsmedel av nitratkoncentrationen i inflödet (6c och d) och vid olika årliga vattenföringar (6e och f). För resultaten i figurerna 6a, 6c och 6e har ekv. (1) använts, medan ekv. (2) svarar för resultaten i figurerna 6b, 6d och 6f. Dammyta 1,1 ha, djup 2 m.

Figur 7. Andelen av intransporterat kväve som denitrifieras vid olika årliga kvävetransporter (7a och b), vid olika årliga vattenföringar (7c och d) och vid olika årsmedel av nitratkoncentration i inflödet (7e och f). För resultaten i 7a, 7c och 7e har ekv. (1) använts, medan ekv. (2) svarar för resultaten i 7b, 7c och 7f. Dammyta 1,1 ha, djup 2 m.

Den relativa reduktionens storlek beroende av kväve transport, vattenflöde och koncentration

För förhållandet mellan relativ reduktion (i det här arbetet definierat som den procentuella andelen av årstransporten av nitratkväve som eliminerats genom denitrifikation) och mängden inkommande kväve, syns en trend med lägre relativ reduktion när årstransporten stiger (figur 7a,b). Detta kan ses som ett resultat av samspelet mellan nitrattransporten och vattenflödet. Årsvattenflödet ger nämligen ett likartat samband (figur 7c,d). Den relativa reduktionens beroende av inflödets medelkoncentration verkar dock vara ringa (figur 7e,f). En förklaring till att det ser ut så här är att vattenflödet och den därav beroende uppehållstiden styr över hur lång tid denitrifikationsprocessen hinner verka på vattnets nitratinnehåll. Ett högflöde med en medföljande stor nitrattransport medför en så liten uppehållstid att det mesta hinner rinna förbi, oavsett nitratkoncentrationen, även om absoluta mängden denitrifierat kväve kan bli stor. En tydlig illustration av detta är det goda sambandet mellan den årliga relativa reduktionen för alla dammar inom samma djupklass och årsmedelvärdet för uppehållstiden hos dessa (figur 8).

Figur 8. Den procentuella andelen kväve som denitrifieras vid olika medeluppehållstider vid 1 m djup (8a) och 2 m djup (8b).

Yt- och volymdimensioners betydelse

I figur 9a visas medelårsresultaten för den relativa reduktionens variation med dammstorleken. Gemensamt för de båda denitrifikationsfunktionerna är att mängden eliminerat kväve stiger med ökande dammstorlek. Ökningen är dock inte linjär utan planar ut vid större dammar. Att notera är också att det inte verkar vara någon större differens mellan de olika dammdjupen. Arean synes ha en större betydelse än volymen i sig. Skillnaden mellan resultaten för dammdjupen 1 m och 2 m ökar dock med ökande dammstorlekar. I tabell 4 redovisas medelresultaten för kvoten mellan årsdenitrifikationen per ytenhet hos dammar med djupet lm och densamma hos dammar med två meters djup för olika storlekar.

 

Tabell 4. Medelvärden för kvoten mellan årsdenitrifikationen per ytenhet hos
dammar med djupet 1 m och årsdenitrifikationen per ytenhet hos dammar med djupet
2 m.
                       Ytarea i % av tillrinningsområde
                       0,25      0,6        1,1       2,2
ekv. 1, variation A    0,986     0,960      0,940     0,926
ekv. 2, variation A    0,962     0,946      0,923     0,900

 

Om man beaktar resultaten som ligger bakom kurvorna i figur 9a finner man att spridningen mellan enskilda år är stor. I figur 9b och 9c redovisas resultaten för de år som gett störst respektive minst relativ reduktion. För året med störst relativ reduktion var intransporten av nitratkväve 1340 kg kväve från det 100 ha stora området och avrinningen 104 mm medan motsvarande värden för året med minsta relativa reduktionen var 5260 kg och 480 mm.

Figur 9. Andelen kväve som denitrifieras vid olika dammytor för dammdjupen 1 m och 2 m. Medelvärde (9a), max.- och min. årsvärden enligt ekv. (1) (9b) och max.- och min. årsvärden enligt ekv. (2) (9c). Att punkterna synes vara något förskjutna i x-led vid jämförelse av de två djupen beror på att 2 m - dammarna har något större areor.

För år med låg medelavrinning och liten kväveutlakning är alltså relativa reduktionen av viss betydelse medan högflödesår ger blygsamma resultat. Således återkommer här problemet att de stora årstransporterna, som man förmodas vilja reducera, till Största delen förblir oreducerade.

Det verkar även råda en skillnad i betydelsen av dammdjup mellan år med låg respektive hög relativ reduktion. Betydelsen av ett ökat dammdjup (med ökad volym per ytenhet) ökar med längre medeluppehållstider i denna modell. För att försöka klargöra volymens betydelse jämfört med areans gjordes simuleringar utgående från samma form på dammen men med djupen 10 m och 18 m. Simuleringama gjordes med indata ur mätserien från Skottorp under perioden 1979-1981, vilket motsvarar dels ett år med en relativt låg avrinning (233 mm) och en kvävetransport på 3727 kg N (1/7 1979 - 30/6 1980), dels ett år med extremt hög avrinning (781 mm) och en kvävetransport på 6862 kg N (1/7 1980- 30/6 1981). Det visade sig även här att under ett år med stor avrinning har inte dammens volym så stor effekt som dess area har (figur 10b). Däremot medger större volymer att ge en större årsdenitrifikation - särskilt för ekv. (1) - under ett år med relativt låg medelavrinning (figur 10a). Under perioder med små flöden har en stor volym i förhållande till dammarean den fördelen att nitrat lagras upp i dammen så att denitrifikationen kan fortgå under en längre tid. Någon proportionalitet i ökningen av årsdenitrifikationen mot ökad volym verkar dock inte förekomma.

Figur 10. Andelen av intransporterat kväve som denitrifieras vid olika dammytor och djupen 2 m, 10 m och 18 m. Indata ur mätseie från Skottorp under perioderna 1/7 1979- 30/6 1980 (fig. 10a) respektive 1/71980 - 30/61981 (fig. 10b).

Betydelse av hur dammar anläggs inom avrinningsområdet

För att undersöka hur stor betydelse dammars antal och placering har, gjordes tre olika jämförelser. Den första jämförelsen skedde mellan en stor damm och fem mindre seriekopplade dammar som mottog vatten från hela avrinningsområdet (figur 11 a och b). Vid nästa situation jämfördes en större damm med fyra mindre som parallellkopplade mottog vattnet från varsin fjärdedel av området (figur 11 a och c). I den tredje skedde en jämförelse mellan fyra parallellkopplade dammar enligt ovan och en kombination med fyra dammar efter varandra, där de tre nedre tar emot vatten både från ovanliggande damm och från en egen del av avrinningsområdet (figur 11 c och d). Alla dessa simuleringar skedde med ett sammanlagt avrinningsområde på 400 ha med en sammanlagd dammyta på 4,5 ha och dammdjupet 1 m. Indata togs ur mätserien från Skottorp under perioden 1/11986 - 30/6 1988.

I den första jämförelsen kunde ses en tendens med högre sammanlagt denitrifikationsresultat för de seriekopplade dammarna än för den ensamma, stora dammen. Per ytenhet var denitrifikationen ca 10% högre för systemet med dammar i serie. Denna skillnad kan tillskrivas den högre koncentrationen som erhålls i de första av de seriekopplade dammarna vid kortvariga eller måttliga högflöden jämfört med den stora dammen, där den inlagda omrörningen i modellen ger en ständig utspädningseffekt med en lägre nitratkoncentration som följd. Någon skillnad i dämpningen av flödestoppar kunde inte ses. Möjligtvis ligger en sådan här simulering med sektionering av damm närmare naturen än den som har använts hittills: en homogen vattenmassa med lika förhållanden över hela dammen.

I den andra jämförelsen sågs inte någon skillnad mellan de olika uppställningarna. Någon nämnvärd skillnad kunde heller inte upptäckas i den tredje jämförelsen.

Figur 11. Olika typer av dammanläggning: a) en stor damm mottar vatten från hela avrinningsområdet b) fem mindre dammar kopplade i serie mottar vatten från hela området c) fyra mindre dammar mottar vatten från var sin del av området d) fyra mindre dammar mottar vatten från var sin del av området samt vatten från ovanliggande områdesdelar.

Kan man få fram en enkel dimensioneringsmall?

Vid anläggande av damm i syfte att reducera kvävetransporten från ett område är det naturligtvis önskvärt att ha en enkel mall till hjälp för dimensionering. Kan man då erhålla en sådan mall ur en modell av den här använda typen?

En möjlighet är att använda sig av ett samband av typen figur 9a, där den genomsnittliga relativa reduktionen vid ett dammdjup beror av dammens yta i förhållande till tillrinningsområdet. Med en sådan tillämpning på en annan storlek av avrinningsområde kan problem uppstå med andra förhållanden mellan volym och area, men framförallt har detta samband den nackdelen att det inte tar hänsyn till annorlunda avrinningsstorlekar och avrinningsregimer hos ett annat tillrinningsområde.

En annan metod kan vara att använda sig av relativa reduktionens beroende av genomsnittliga uppehållstiden (figur 8). Detta är ett samband som fortfarande skiljer sig mellan olika dammdjup men som verkar mer korrekt än det ovan nämnda då det tar hänsyn till medelårsavrinningens storlek i relation till dammstorleken. Dock är detta angreppssätt inte helt idealiskt, då det inte tar hänsyn till koncentration skillnader och skillnader i avrinningsregimer mellan olika områden.

Fleischer et al. (1989) har genom egna mätningar och litteraturstudier funnit ett samband där totala kväveretentionen per ytenhet är beroende av kvävebelastningen per ytenhet. Man har även börjat tillämpa det här sambandet vid dimensioneringsberäkningar (Stibe 1991). Vid en jämförelse av resultaten av den här modellen med detta samband var överensstämmelsen dålig, med en stor spridning av resultaten och med en klart mindre ökning av modellens kväveeliminering per ytenhet vid ökade belastningar (figur 12).

Figur 12. Denitrifikationen per ytenhet vid olika kvävebelastningar (årsvärden) för dammar med 2 m djup och en inlagd regressionslinje för totala kväveretentionen per ytenhet, redovisad av Fleischer et al. (1989).

Finns det någon anknytning mellan verklighet och modell?

Då denna version av modellen är en mycket förenklad beskrivning av en verklig damm kan det finnas många olika bidragande faktorer till att modellen inte skulle stämma med verkligheten.

I vatten balansen tas endast hänsyn till ytvattenföringens storlek, under det att grundvattenflödet, avdunstningen och nederbörden över dammytan negligeras. Dessa termer kan komma att påverka koncentration, temperatur etc. i dammen.

Antagandet att en total omblandning alltid råder, med samma koncentrationer i hela vattenmassan är en stark förenkling, särskilt för de större dammarna. Vilken effekt koncentrationsfördelningen har för dammens totala denitrifikation är osäkert. En viss skillnad kunde ju ses mellan en stor homogen damm och fem mindre seriekopplade dammar. Emellertid är det även svårt att säga hur vattnet i detalj flödar genom dammen och vilka effekter olika flödesfördelningar har för denitrifikationen.

I Andersens artikel (1977), från vilken de båda denitrifikationsfunktionerna är hämtade, jämfördes beräknade kväveförluster genom denitrifikation i två sjöar utgående från de erhållna laborationsresultaten med massbalansberäkningar baserade på tidigare fältmätningar. Det visade sig att massbalansberäkningarna gav ungefär dubbelt så stora årliga denitrifikationsförluster som de värden laborationsresultaten gav. En orsak till detta kan vara att vid tillfällen med hög syreförbrukning i sedimentet, lugnt väder och låg vattenströmning kan vissa partier av bottenvattnet bli anaerobt, vilket gynnar denitrifikationen väsentligt. En troligare förklaring ligger dock i att dessa laborationsexperiment är utförda med stillastående vatten, en betingelse som sällan råder i grunda sjöar. Huruvida detta kan appliceras på mindre dammar är osäkert men även vid små strömningar i bottenvattnet ökar diffusionen genom bottenytan märkbart (J½rgensen & Revsbech, 1985). Under högflöden och vid stor vindinducerad turbulens borde även ske en omrörning av sedimentytan och en direkt tillförsel av nitrat i sedimentet. Dessa effekter skulle då sammantaget kunna ge en högre denitrifikation än vad de i det här arbetet använda denitriftkationsfunktionerna anger. Möjligen kan också detta till en del förklara den dåliga överensstämmelsen mellan modellens resultat och de som redovisats av Fleischer et al. (1989) (figur 12).

En stor lokal skillnad i denitrifikationspotential råder säkerligen också mellan olika ställen på botten. De punkter som har hög potential (högt innehåll av lätt nedbrytbart organiskt material) förbrukar mer syre och har således även en större andel tillfällen med anaeroba förhållanden, vilket ytterligare gynnar dessa platser i fråga om denitriftkationskapacitet. På vilket sätt och i vilken utsträckning denna differens mellan olika platser i dammen påverkar totala mängden denitrifierat kväve är emellertid svårt att uttala sig om. De sedimentprover som Andersen (1977) använt för sina laboratoriestudier är alla tagna på den djupaste punkten i respektive sjö. Detta innebär att ett prov knappast kan anses vara representativt för hela sjön.

Då modellens reduktion av vattnets kväveinnehåll endast beskrivs som en av nitratkoncentrationen beroende denitrifikation i bottensedimentet, förbi ses övriga faktorer som kan påverka kvävebalansen i systemet. Dit hör:

*denitrifikation i växtsamhällen och i övriga vattenmassan,

*assimilation av nitrat och ammonium i växter och mikroorganismer,

*omvandling av nitrat till ammonium i stället för till ren kvävgas (sker främst vid låg redoxpotential och hög C/N kvot i det organiska substratet),

*sedimentation av partikelbundet kväve,

*nedbrytning av organiskt material och nitrifikation,

*fixering av kvävgas hos vissa alger och bakterier.

Dessa faktorer kan, förutom att de påverkar totala kväveretentionen, också verka till en annan årstidsvariation i retentionsförmågan än den som föreslagits i det här arbetet.

Någon validering av modellen mot adekvata mätserier har inte utförts, vilket gör det svårt att uttala sig om modellens tillförlitlighet. En jämförelse med olika resultat från litteraturen är svår att göra, då skillnaderna i de biologiska miljöerna och övriga förutsättningar är avsevärda och några generella riktlinjer är svåra att hitta. Modellresultaten tycks dock kvalitativt stämma överens med vissa publicerade mätresultat, med starka samband mellan relativ reduktion och vattenföring (Jansson et al. 1991, Lindkvist 1992,Wennberg 1991) och en tendens till en mer konstant relativ reduktion vid långa uppehållstider (Jensen et al., 1990). Som en mali för dimensionering bör man vara mycket försiktig med användandet av denna modells resultat. Däremot bör man kunna använda dem som riktvärden för i vilken storleksordning en damms dimensioner behöver vara för att nå en viss kväveeliminering.

Sammanfattning

Genom en enkel modellansats undersöktes hur kväveretention genom denitriftkation i dammar påverkas av dammarnas dimensioner. Indata till modellen utgjordes av mätserier från två sydsvenska lokaler. Mätserierna angav avrinningens storlek och nitratkvävehalten i det avrinnande vattnet. Dessa värden multiplicerades med en faktor så att de skulle motsvara ett 100 hektar stort tillrinningsområde.

Modellen utgick från en cirkulär, grund damm med fiat botten. De ansatta ytareorna för dammen var: 0,25, 0,6, 1,1 och 2,2 hektar. Djupet valdes till i m respektive 2 m.

Beräkningarna skedde i diskreta tidssteg med dels en vattenvolymbalans, dels en nitratkvävebalans. Denitrifikationen skedde i bottensedimentet, där den antogs vara beroende av nitratkoncentrationen i dammen. Genom användandet av två olika denitrifikationsfunktioner (motsvarande en hög denitrifikationspotential respektive en låg denitrifikation spotential) med två olika årstidsvariationer vardera, beräknades denitrifikationen på fyra olika sätt.

Nitratkoncentrationen i dammen och i dess utflöde bestämdes i hög grad av vattenflödets storlek. Vid lågflöden blev skillnaden stor mellan inflödets och utflödets nitratkoncentration medan skillnaden var mindre och stundvis obetydlig vid högflöden. Detta resulterade i att dammens relativa reduktion av de stora nitratt:ransporter som skedde vid högflöden var låg, samtidigt som den höga nitratkoncentration som då erhölls i dammen gav en högre denitrifikationsaktivitet än vid små flöden.

Absoluta mängden kväve som denitrifierades per år ökade med ökad årlig intransport av kväve, eftersom en hög medelhalt av nitrat då erhölls i dammen. Däremot sjönk den relativa reduktionen av kvävetransporten vid ökad årlig kvävetransport i samband med ökad vattenföring, eftersom uppehållstiden då blev för kort för att denitrifikationen skulle hinna påverka nitrathalten i någon större utsträckning. Ett gott samband mellan medeluppehållstiden och relativa reduktionen av kvävetransporten per år kunde ses vid jämförelse av dammar med samma djup.

Mängden kväve som denitrifierades ökade med ökad dammstorlek. Härvid konstaterades att dammens area har större betydelse än dess djup.

Vid användning av en modell enligt föreliggande typ för dimensionering bör man kunna använda sig av sambandet för varje dammdjup mellan medeluppehållstid och relativ kvävereduktion per år, med reservation för områden med avrinningsregimer och nitratkoncentrationsförhållanden som påtagligt avviker från de i de här använda mätserierna.

Ingen validering av modellen har utförts. Troligen är den totala kväveretentionen underskattad, då endast denitrifikationen är med i beräkningarna. Förmodligen är även denitrifikationen större än vad modellens resultat anger, särskilt vid tillfällen med stort vattenflöde då diffusionen av nitrat ner till botten torde öka. Sambandsmässigt tycks dock modellen stämma överens med vissa publicerade mätresultat.

Referenser

Andersen, J.M. 1977. Rates of denitrification of undisturbed sediment from six lakes as a function of nitrate concentration, oxygen and temperature. Arch. Hydrobiol. 80:2. s. 147-159.

Andersson, R. 1986. Förluster av kväve och fosfor från åkermark i Sverige. Omfattning, orsaker och förslag till åtgärder. Avhandling. SLU, Uppsala.

Blaisdeli, F.W. 1939. Discharge of v-notch weirs at low heads. Civil Engineering 9:8. s. 495-496.

Fleischer, S., Andréasson, I-M., Holmgren, G., Joelsson, A., Kindt, T., Rydberg, L. & Stibe, L. 1989. Markanvändning - Vattenkvalitet. En studie i Laholmsbuktens tillrinningsområde. Länsstyrelsen i Hallands län. Meddelande 1989:10. Halmstad.

Gustafson, A., Gustavsson, A.S. & Torstensson, G. 1984. Intensitet och varaktighet hos avrinning från åkermark. Ekohydrologi 16. Avdelningen för vattenvård, SLU, Uppsala.

Jansson, M., Leonardsson, L. & Henriksson, J. 1991. Kväveretention och denitrifikation i jordbrukslandskapets rinnande vatten. SNV Rapport 3901.

Jensen, J.P., Kristensen, P. & Jeppesen, E. 1990. Relationships between nitrogen loading and in-lake nitrogen concentrations in shallow Danish lakes. Verh. Internat. Verein. Limnol. 24. s. 201-204.

Joelsson, A. 1977. Metoder för bestämning av nitrattransporten från åkermark. Vattenvård Nr 19. Avdelningen för vattenvård, SLU, Uppsala.

J½rgensen, B.B. & Revsbech, N.P. 1985. Diffusive boundary layers and the oxygen uptake of sediments and detritus. Limnol. Oceanogr. 30. s. 111-122.

Leonardsson, L. 1990. Anläggning och restaurering av våtmarker. I: Miljön i västra Skåne. Underlagsmaterial mark och vattendrag. Miljödepartementet, SOU 1990:95. s. 173-229. Allmänna förlaget, Stockholm.

Lindkvist, H. 1992. Kväve-, fosfor- och partikelfångande egenskaper hos en halländsk damm under ett höstflöde. Seminarier och examensarbeten Nr 16. Avdelningen för vattenvårdslära, SLU, Uppsala.

Löfgren, S. & Olsson, H. 1990 a. Tillförsel av kväve och fosfor till vattendrag i Sveriges inland. SNV Rapport 3692.

Löfgren, S. & Olsson, H. 1990 b. Tillförsel av kväve och fosfor till havet.

SNV Rapport 3693.

Messer, J. & Brezonik, P.L. 1984. Laboratory evaluation of kinetic parameters for lake sediment denitrification models. Ecol. Model. 21. s. 277- 286.

Rosenberg, R., Elmgren, R., Fleischer, S., Jonsson, P., Persson, G. & Dahlin, H. 1990. Marine eutrophication case studies in Sweden. Ambio 19. s. 102- 108.

Stibe, L. 1991. Våtmarker som kvävefälla - mot en planeringsmodell för restaurering av våtmarker. Vatten 47. s. 286-290.

Wennberg, K. 1991. Våtmark som kvävefälla: En studie av en nyanlagd våtmark i Halland. Seminarier och examensarbeten Nr 14. Avdelningen för vattenvårdslära, SLU, Uppsala.