Handbok för åtgärder mot internbelastning: Del 1 Identifiering av sjöar med förhöjd internbelastning och val av åtgärder

Du hittar alla delar av Handbok för åtgärder mot internbelastning här

1. Vad är internbelastning?

Övergödning av sjöar och i Östersjöns kustvatten styrs i stor utsträckning av tillgången på fosfor. Fosfordynamiken i en sjö eller ett kustområde utgörs av ett samspel mellan externa och interna flöden. Den externa tillförseln av fosfor från avrinningsområdet sker naturligt via vattendrag, men mänskliga aktiviteter som exempelvis jordbruk, avlopp och industrier kan öka tillförseln och ibland orsaka övergödning i sjöar och hav. Viktiga interna flöden är sedimentation, omblandning och läckage av fosfor från sediment. Figur 1 illustrerar fosfordynamiken i en sjö. Den fungerar likartat i ett kustområde men där tillkommer utbyte av vatten och fosfor mellan kustvattnet och ytvattnet som viktiga flöden.

Med internbelastning menas att fosfor från bottensedimenten tillförs vattnet (genom läckage (”diffusion”) eller resuspension (se figur 1). Den fosfor som finns i sedimenten har sitt ursprung i sedimenterande material och har alltså från början tillförts systemet utifrån via extern belastning. Internbelastning är en naturlig del av fosfordynamiken, men om stora mängder fosfor ansamlats i sedimenten på grund av hög tillförsel utifrån kan också internbelastningen bli förhöjd, dvs. större än i sjöar som är opåverkade av en extern fosforbelastning orsakad av mänsklig aktivitet. I övergödda sjöar är det vanligt att förhöjd internbelastning sker även långt efter att den externa belastningen minskat, eftersom det kan ta lång tid innan fosfor som ackumulerats i bottensedimenten läcker ut. Det är framför allt några former av fosfor som är läckagebenägna, såsom järnbunden fosfor och vissa organiska fosforformer. Fysikaliska och kemiska faktorer påverkar i vilken utsträckning fosfor återförs från sedimenten till vattnet. Fosfor bunden till partiklar kan tillföras vattnet genom resuspension men bara en del av denna fosfor är biologiskt tillgänglig.

Definitionsmässigt finns en skillnad mellan bruttointernbelastning och nettointernbelastning. Bruttointernbelastning är storleken på det flöde av fosfor som sker från sedimenten, medan nettointernbelastning är bruttointernbelastningen minus den sedimentation av fosfor som sker på bottnarna. Med andra ord innebär en positiv nettointernbelastning att mängden fosfor som ackumuleras i vattenmassan eller lämnar sjön är större än mängden som tillförs till sjön. Internbelastningen varierar över året och är ofta större under sommaren än under vintern. I ett opåverkat system förekommer vanligen ingen nettointernbelastning på årsbasis eftersom en större mängd fosfor sedimenterar än vad som läcker ut från bottnarna. Man brukar då i stället tala om retention eller fastläggning av fosfor.

Även om det inte förekommer någon nettointernbelastning kan bruttointernbelastningen vara onaturligt hög. Detta leder då till att mängden fosfor i vattnet blir högre än den skulle varit i ett opåverkat system. Vad som är en naturlig internbelastning är däremot inte helt enkelt att fastställa. Rent konceptuellt kan förhöjd internbelastning anses beskriva skillnaden mellan internbelastningen i ett påverkat respektive opåverkat system.

1.1 Interngödning i svenska sjöar

I Sverige är det ungefär 600 sjöar som inte når god status med avseende på näringsämnen.[¹] Det är inte känt i vilken utsträckning förhöjd internbelastning bidrar till denna situation. Även om internbelastningen sannolikt är förhöjd i många vattenförekomster innebär inte heller detta automatiskt att det i sig är ett problem. Å andra sidan kan en begränsad internbelastning vara avgörande för att fosforhalten ska kunna minska i vattenförekomster där man t.ex. genom åtgärder har minskat externbelastningen av fosfor. För att bedöma internbelastningens påverkan på halten av näringsämnen behöver därför en helhetsbedömning göras av fosfordynamiken i respektive vattenförekomst.

I ett antal svenska sjöar och kustområden har övergödningsproblemen föranlett noggrannare studier och åtgärder för att komma till rätta med problematiken. Därmed finns också kunskap om betydelsen av internbelastningen i dessa specifika fall. I de flesta fall har åtgärder mot externbelastning inledningsvis genomförts och man har då ibland kunnat konstatera att detta inte varit tillräckligt för att minska fosforhalterna i vattnet tillräckligt mycket. I några fall har man då gått vidare och genomfört åtgärder för att minska den interna belastningen. Detta har ofta lett till förbättrad vattenkvalitet, men åtgärdernas varaktighet har varierat mycket. Otillräcklig kunskap om de externa och interna fosforflödena (se figur 1) och hur dessa påverkas av åtgärderna är ofta orsak till att förväntad effekt av åtgärder uteblir eller visar sig inte bli varaktig.

Dessa erfarenheter visar att förhöjd internbelastning kan vara en betydelsefull faktor för övergödningen av sjöar och kustområden. Mörkertalet är stort, men sannolikt har de flesta övergödda sjöar en förhöjd internbelastning på grund av långvarigt förhöjd sedimentation av fosfor. Däremot innebär detta inte att åtgärder mot en förhöjd internbelastning behövs i samtliga fall.

En sammanställning från Sveriges lantbruksuniversitet har tidigare konstaterat att antalet sjöar i Sverige som på årsbasis har en nettointernbelastning troligtvis är litet. Bakom en låg eller negativ nettointernbelastning på årsbasis kan det dock dölja sig en hög bruttobelastning eller en hög belastning under sommarhalvåret med stor betydelse för övergödningen. En förhöjd bruttointernbelastning är sannolikt ett betydande problem i vissa delar av landet, men det saknas data för att kvantifiera detta på en större skala.[²]

Inom ramen för LIFE IP Rich Waters och ett kompletterande projekt[³] har nya uppskattningar gjorts av 45 sjöar. De flesta sjöar som har undersökts har förhöjd internbelastning. Däremot varierar storleken på internbelastningen mycket i dessa sjöar, och betydelsen för vattenkvaliteten och övergödningen beror till stor del på specifika förhållanden i och utanför dessa sjöar. Exempelvis uppgick internbelastningen i Övre Milsbosjön (Dalarnas län) till 17,8 mg P m^-2 d^-1 vilket är ett mycket högt värde, men sjön har fortfarande god status när det gäller fosfor på grund av en stark skiktning av vattnet som begränsar transporten av fosfor från bottenvattnet till ytvattnet. När sjövattnet omblandas kan dock en stor del av fosforn som har läckt från sedimenten tillföras till vattenförekomster nedströms om sjön. En mycket lägre nivå på internbelastning uppmättes i Norra Lången i Örebro län (1–2,5 mg P m^-2 d^-1), men där har sjön dålig ekologisk status. Även om internbelastningen där anses låg jämfört med andra sjöar, utgör den 90 procent eller mer av fosfortillförseln till sjön under sommarhalvåret. Som jämförelse kan nämnas att ett typiskt värde på internbelastning i opåverkade sjöar är 0,25–0,5 mg P m^-2 d^-1.

Sammantaget innebär förhöjd internbelastning att fosforläckaget från sedimenten är större jämfört med i ett opåverkat system. Men för att bedöma betydelsen av internbelastningen och behovet av åtgärder behöver belastningen sättas i relation till påverkan från externa källor och till fosfordynamiken i systemet.

1.3 Åtgärder mot interngödning

Den grundläggande orsaken till en övergödningsproblematik är i allmänhet en förhöjd externbelastning av näringsämnen, och åtgärder mot övergödning bör därmed i första hand rikta in sig mot de externa källorna. Ibland kan dock externa åtgärder visa sig vara otillräckliga, eller så kan effekten av dessa åtgärder dröja till följd av förhöjd internbelastning, som i sin tur vanligen beror på att den externa belastningen varit stor under en längre tid. Det finns då en rad metoder att tillämpa för att också åtgärda den interna belastningen. Huruvida sådana åtgärder är lämpliga beror både på internbelastningens storlek och på hur internbelastningen samverkar med andra interna och externa flöden i systemet.

Åtgärder för att minska internbelastningen av fosfor kan exempelvis vara att fosforrika sediment bortförs från systemet, att fosfor binds i sedimenten genom tillsättning av mineraler, eller att sedimenten syresätts. Fosfor kan också bortföras från vattnet exempelvis via utfiskning eller upptag av odlade organismer (exempelvis musslor) vilket indirekt bidrar till att reducera internbelastningen. Alla dessa metoder har sina fördelar, kostnader och risker – och dessa skiljer sig från fall till fall. I avsnitt 2.5 redogörs mer i detalj för några kriterier vid val av åtgärder mot internbelastning.

1.4 Ett beslutsverktyg i flera steg

De flesta åtgärder för att minska internbelastningen är kostsamma och kräver omfattande förberedelser i form av undersökningar och effektbedömningar. Som nämnts finns det ett stort antal övergödda sjöar och kustvatten där internbelastning skulle kunna utgöra ett problem, och därför behövs en metodik för att på ett effektivt sätt kunna avgöra när åtgärder behöver sättas in. Det beslutsverktyg som vi presenterar här syftar till att underlätta en sådan bedömning genom att beskriva en process för prioritering av vilka vattenförekomster som bör vara i fokus för mer detaljerade utredningar och eventuella åtgärder.

2. Hur beslutsverktyget fungerar

Beslutsverktyget är uppdelat i fyra steg, där steg 1 som har lite behov av data är tänkt att tillämpas generellt för alla sjöar i ett vattendistrikt. I detta steg görs en bedömning av vilka sjöar som ligger i riskzonen för förhöjd internbelastning och som utifrån detta bör prioriteras för vidare undersökningar. Dessa sjöar föreslås därmed tas vidare till steg 2, där ytterligare datainsamling (miljöövervakning) genomförs. Utifrån resultatet i steg 2 kan sedan ett vidare urval ske inför steg 3 (modellering) och steg 4 (val av åtgärder).

2.1 Beslutsverktygets osäkerheter och tillämpbarhet

Osäkerheten i bedömningen av påverkan av internbelastning minskar från steg 1 till steg 3. Osäkerheten är störst vid bedömning av risk för omblandade och polymiktiska sjöar (se avsnitt 2.2 nedan) i både steg 1 och steg 2. För dessa sjötyper finns det en sannolikhet på 25–30 % att risknivån i steg 1 felskattas med upp till två enheter. För dimiktiska sjöar är osäkerheten betydlig lägre i både steg 1 och steg 2. Nivån på osäkerheten är starkt avhängig av att tillräckliga data finns för att man ska kunna göra en korrekt bedömning. Detta beskrivs i mer detalj i bilagorna 1–4. Förutsatt att det finns tillräckliga data är risken för felbedömning av internbelastning med hjälp av dynamisk modellering i steg 3 mycket låg.

Beslutsverktyget bygger främst på data från sjöar i södra och mellersta Sverige och är därför främst tillämpbart där. Beslutsverktyget kan även användas vid bedömning av sjöar i norra delen av landet (Norrbotten, Västerbotten, Jämtland och Västernorrland) men bedömningen är då mer osäker. De data vi har tyder på att även när internbelastningen visar sig vara förhöjd i en sjö i norra Sverige, når den inte samma nivåer som kan finnas i övergödda sjöar i södra delen av landet där växtsäsongen är betydligt längre än i norr. Riskklassgränserna kan därför behöva justeras för sjöar i norra Sverige.

En större osäkerhet med beslutsverktyget gäller också om det skulle tillämpas på kustvatten. För de kustområden som finns i södra delen av landet förväntas dock att det befintliga beslutsverktyget och klassgränserna för sjöar i stort även är tillämpbara på kustvatten. Vid tillämpning av steg 1 på kustvatten förutsätts att vattenutbytet mellan kustvattnet och Östersjön är begränsat.

Beslutsverktyg optimerade för sjöar i norra Sverige samt för kustvatten håller på att utvecklas.

2.2 Steg 1 – riskbedömning

I detta steg bedöms om det finns en risk att en sjö har förhöjd internbelastning, det vill säga högre internbelastning än om sjön var opåverkad. Riskbedömningen är olika för grunda, helt omblandade sjöar och djupa, dimiktiska sjöar. Riskbedömningens skala (tabell 1 och tabell 2) är framtagen med hjälp av kvantitativa data över internbelastningen från ett stort antal sjöar i främst Sverige men även andra länder. Databehov och tillvägagångssätt för att tillämpa beslutsverktyget beskrivs i detalj i bilaga 1. Vilken typ en sjö tillhör kan bedömas med hjälp av temperatur- och syrgasprofiler i vattenpelaren under sommarhalvåret, sjöns geomorfologiska egenskaper eller enbart utifrån bottenvattentemperaturen vid sensommarprovtagningen. Detta beskrivs i mer detalj i bilaga 2.

En hög risk innebär att internbelastningen är förhöjd och kan förväntas att signifikant öka mängden fosfor i vattenfasen och därmed bidra till övergödning av vattnet. Men det kan finnas undantag där en hög risk inte leder till ett motsvarande högt bidrag till övergödning. Till exempel kan en stark skiktning av vattnet i en sjö förhindra transport av fosfor till ytvatten, förutom när sjön omblandas under våren och hösten. Ett annat exempel är en sjö som har en liten djuphåla med hög internbelastning men där belastningen bidrar lite till övergödning av sjön pga. djuphålans begränsade omfång.

Om risken bedöms som låg är det troligt att internbelastningen inte är förhöjd och bidraget från internbelastningen försumbart.

För grunda sjöar som är helt omblandade under hela sommaren görs riskbedömningen utifrån den procentuella ökningen av fosforhalten i sjöns vatten mellan den lägst uppmätta fosforhalten under våren (februari–juni) och det högsta värdet under sensommar eller tidig höst (augusti–september). Bedömningen anges på en 4-gradig skala (tabell 1).

Det är viktigt att vara medveten om att en ökning av fosforhalten kan bero likaväl på en ökad extern belastning som på internbelastning under sommarhalvåret. Misstänker man att så kan vara fallet behöver belastningen från externa källor utredas närmare, vilket görs i steg 2.

För djupa, dimiktiska sjöar med stabil skiktning under hela sommarperioden bedöms risken enbart utifrån fosforhalten i sjöns bottenvatten vid djuphålet på en 5-gradig skala (tabell 2). Riskbedömningen för dimiktiska sjöar är ganska säker eftersom skiktningen är stabil under hela sommaren i dessa sjöar, och eventuell påverkan från externa källor främst påverkar fosforhalterna i ytvattnet medan bottenvattnets halter förblir tämligen opåverkade.

Om sjön är isbelagd över en längre sammanhängande period på minst 4 månader kan riskbedömningen för internbelastning även göras utifrån fosforhalten i bottenvattnet strax före islossningen. Riskbedömningsskalan i tabell 2 används då för alla sjötyper. Eftersom vattentemperaturen är lägre under vintern kan det dock förväntas att risken underskattas med hjälp av skalan i tabell 2. Fortsatt arbete med data från isbelagda sjöar krävs för att vidareutveckla detta beslutsverktyg.

Polymiktiska sjöar har en instabil skiktning och är varken helt dimiktiska eller helt omblandade under hela sommaren. I sådana sjöar kan skiktning uppstå under vindstilla perioder under sommaren, men den bryts t.ex. när vädret blir blåsigare. Fosfor från internbelastning kan då ackumuleras i bottenvattnet under tiden vattnet är skiktat, men fördelar sig sedan i vattenpelaren när skiktningen bryts. För sådana sjöar ska riskbedömningen göras med både metoden för omblandade och för dimiktiska sjöar. Detta beskrivs i mer detalj i bilaga 1. Bedömningen av risk för polymiktiska sjöar är alltid osäker eftersom det inte är känt var på skalan mellan omblandade och dimiktiska förhållanden sjön befinner sig vid provtagningen på sensommaren. Eftersom förhållandena varken är helt dimiktiska eller omblandade underskattas oftast risken i polymiktiska sjöar.

För att få en så säker riskbedömning som möjligt bör data från fyra år användas för alla sjötyper. Risken bedöms då för varje år och ett medianvärde beräknas. Om medianvärdet anger att risken är låg eller mycket låg kan internbelastning som påverkanskälla avfärdas. Om medianvärdet anger måttlig risk med en del variation mellan åren kan fler mätningar behövas. För dimiktiska sjöar kan man även ta hänsyn till hur stor del av sjöns vattenyta som är skiktad (dvs. hur stor del av vattenytan som har ett djup som är större än språngskiktet). Är den delen mindre än ca 10 % och risken måttlig ger internbelastningen vanligtvis inget större bidrag till mängden fosfor i vattenfasen och det är troligen inte motiverat att gå vidare med steg 2. Bedöms risken däremot som stor eller mycket stor bör man gå vidare med steg 2 för att uppskatta internbelastningens storlek.

2.3 Steg 2 – miljöövervakning och kvantifiering

I steg 2 kvantifieras sjöns internbelastning (dvs. internbelastningen i kg P samt internbelastningshastigheten, Li, uttryckt i mg P m^-2 d^-1) och internbelastningens bidrag till mängden fosfor i sjön. Bidraget från internbelastningen kan sedan jämföras med andra påverkanskällor. För att kunna kvantifiera internbelastningen krävs oftast fler mätningar än vad som finns tillgängligt från den sedvanliga miljöövervakningen inom ramen för Vattenförvaltningen. Databehov samt tillvägagångssätt för att kunna beräkna internbelastningen enligt steg 2 beskrivs i detalj i bilagorna 3 och 4.

Liksom i steg 1 görs skillnad mellan dimiktiska, polymiktiska och helt omblandade sjöar i vilka data som behövs och hur internbelastningen beräknas. För samtliga sjötyper behövs det dataserier för minst två år eftersom det kan finnas betydande skillnader mellan åren beroende på väderförhållandena under sommaren.

I grunda, helt omblandade sjöar görs minst månatliga mätningar av bland annat fosforhalten i sjöns ytvatten från tidig vår (efter islossning) till tidig höst (vanligtvis september eller oktober). Med hjälp av uppgifter om sjöns vattenvolym kan ändringarna i mängden fosfor i sjön beräknas. En ökning av mängden fosfor under sommarhalvåret är ofta ett resultat av internbelastning. Hänsyn måste dock tas till in- och utflöden av fosfor för att kunna beräkna bidraget från internbelastningen. Det behövs därför även månatlig provtagning och mätning av fosforhalt och vattenföring i de största in- och utflödena. Eftersom internbelastningen beräknas utifrån en upprättad massbalans för fosfor är den beräknade internbelastningen känslig för variationer i in- och utflöden när omsättningstiden är kort. Däremot är den mindre känslig i sjöar med lång omsättningstid. Figur 2 visar exempel från en sjö med mycket låga in- och utflöden under sommarhalvåret (genomsnittlig årlig omsättningstid 0,31 år[⁴]) där internbelastningen helt driver ökningen av mängden fosfor i sjön.

I dimiktiska sjöar används profildata för totalfosforkoncentrationen i vattenpelaren för att kunna påvisa och kvantifiera internbelastningen. Fosfor som frigörs från sedimenten ackumuleras under språngskiktet (termoklinen) som leder till en typisk fosforgradient från sjöbotten upp till språngskiktet (figur 3). Internbelastningen kvantifieras genom att multiplicera fosforkoncentrationen med vattenvolymen för varje djupintervall. Interpolering mellan provtagningsdjupen görs för koncentrationen för att kunna beräkna mängden fosfor för varje djupnivå. För att säkert kunna beräkna internbelastningen behövs det månatlig provtagning från tiden för våromblandningen (som vanligtvis inträffar mellan mars och maj) till höstomblandningen (vanligtvis i perioden september–november). Provtagningarna utförs vid sjöns djuphåla.

För polymiktiska sjöar med instabil skiktning behöver datainsamling göras enligt protokollet för helt omblandade och för dimiktiska sjöar. Beräkningen av internbelastningen görs utifrån en massbalans för fosfor precis som för en helt omblandad sjö. Dock med den skillnaden att ändringarna i mängden fosfor i sjön beräknas med hjälp av fosforprofilen i vattenpelaren, och inte enbart utifrån fosforhalten i ytvattnet. Internbelastningen beräknas som den maximala ökningen av mängden fosfor i sjön mellan den minsta mängden på våren och den största mängden vilken ofta är på sensommaren. Precis som för helt omblandade sjöar tas hänsyn till in- och utflöden av fosfor vid beräkningen.

Fosforomsättningen i helt omblandade sjöar och polymiktiska sjöar med instabil skiktning är ofta mycket dynamisk. I dessa fall kan provtagningar oftare än 1 gång per månad behövas. Detta löser dock inte alltid problemet eftersom det kan finnas perioder när internbelastning dominerar och mängden fosfor i vattnet ökar, och andra perioder när sedimentation av fosfor dominerar (negativ internbelastning) och mängden fosfor i vattnet minskar. I sådana sjöar behövs det oftast dynamisk modellering för att man ska kunna modellera och beräkna sedimentation (en sänka) och internbelastning (en källa) separat.

Den beräknade genomsnittliga hastigheten på internbelastningen Li (uttryckt i mg P m^‑2 d^‑1) kan jämföras med hastigheterna i opåverkade sjöar för att göra en bedömning av risken att internbelastningshastigheten är förhöjd. Detta görs med hjälp av tabell 3 för omblandade sjöar och tabell 4 för dimiktiska sjöar. För att bedöma sjön används den högsta risknivån som överskreds under en säsong gällande Li. Om nivån på internbelastningshastigheten är måttligt förhöjd eller mer kan det finnas anledning att gå vidare med steg 3. I bedömningen om det finns skäl att gå vidare med steg 3 bör man även väga in den beräknade internbelastningens storlek (i kg P) i förhållande till den externa belastningen under samma period. Även vattenförekomstens ekologiska status med avseende på parametern näringsämnen bör vägas in. Om internbelastningen är stor men status är god eller högre (möjligt i starkt skiktade sjöar) kan steg 3 ändå övervägas om det finns risk för ökad belastning av fosfor på nedströms liggande vattenförekomster.

I enstaka fall kan man överväga att direkt gå från steg 2 till steg 4 (val av åtgärder). Det är till exempel inte alltid motiverat att bekosta en detaljerad undersökning av fosfordynamiken för mindre sjöar där åtgärdskostnaderna är relativt låga. Det förutsätter dock att resultaten från steg 2 tydligt visar att sjön är påverkad av förhöjd internbelastning som är betydande i förhållande till externa påverkanskällor och väsentligt bidrar till övergödningsproblematiken i sjön. Sjön Lången (se figur 2) kan betraktas som ett sådant exempel.

2.4 Steg 3 – modellering

Med hjälp av modellering kan fosfordynamiken i ett akvatiskt system undersökas mer i detalj och effekten av olika åtgärdsstrategier kan simuleras. Det innebär att en avvägning kan göras mellan nyttan av åtgärder mot extern belastning jämfört med åtgärder mot internbelastning. Simuleringsmodeller kan också användas för att bedöma varaktigheten av åtgärder mot internbelastning. Med hjälp av modeller är det i princip också möjligt att simulera hur lång tid en naturlig återhämtning från förhöjd internbelastning kan förväntas ta.

En adekvat simuleringsmodell behöver användas för att på ett tillfredsställande sätt kunna undersöka hur en sjö eller ett kustområde kommer att svara på en åtgärd, eller hur olika åtgärder kan kombineras för att åstadkomma en önskvärd förbättring av vattenkvaliteten. Det är viktigt att den använda modellen bygger på massbalans och att den hanterar såväl externa flöden (inflöde och utflöde) som de interna flöden som visas i figur 1. Modellen behöver också kunna hantera säsongsdynamik.

Mer specifikt måste modellen hantera inflöden av fosfor till systemet via vattendrag och eventuella punktkällor. Den måste också ta hänsyn till hur stor vattenomsättningen (hydrologin) är under olika delar av året för att beräkna hur mycket fosfor som flödar ut ur systemet. Utöver detta behöver en rad interna processer som vattenutbyte mellan ytvatten och djupvatten, sedimentation, resuspension och läckage från sedimenten hanteras. Resuspension och läckage är de processer som brukar räknas som internbelastning och betydelsen av dessa processer beror på vad som händer med den fosfor som tillförs vattnet genom dem och hur stor tillförseln är i relation till övriga fosforflöden. För att simulera åtgärder mot internbelastning är det således av särskild betydelse att beräkning av resuspension och läckage finns med i modellen. Ett exempel på en modell som uppfyller dessa krav är LEEDS-modellen som använts för att simulera fosfordynamik och åtgärder i ett flertal svenska sjöar och kustområden.^[5],[6],[7] För att genomföra en sådan modellering krävs särskild expertis.

Kriterier för användbara simuleringsmodeller i Steg 3
Bygger på massbalans
Inkluderar samtliga flöden som anges i bild 1.1
Inkluderar vattenomsättning i sjön och vattenutbyte mellan yt- och djupvatten
Modellerar säsongsdynamik

Det finns även mer omfattande simuleringsmodeller som explicit inkluderar biologiska processer som gör det möjligt att prognosticera parametrar som siktdjup och även växtplanktonpopulationer. Sådana modeller kan i enstaka fall vara motiverat att använda, om man till exempel misstänker ett mer komplext samband mellan fosforhalterna och viktiga biologiska parametrar än vad man i Vattenförvaltningen utgår ifrån. I denna handbok är fokus enbart på fosforhalter eftersom det finns ett nära samband mellan fosforhalterna i en sjö och förekomsten av viktiga grupper av växtplankton som bidrar till algblomning[⁸].

Ett exempel på hur en modellstudie av åtgärder mot internbelastning kan göras kommer från sjön Hjälmaren. Där användes LEEDS-modellen för att utvärdera vilken effekt olika kombinationer av åtgärder skulle ge i sjöns fyra bassänger. Specifikt utvärderades förväntad minskning av fosforhalten i sjöns ytvatten som ett årsmedelvärde givet 50 % minskad tillförsel från externa källor (vattendrag och punktkällor), 50 % minskad internbelastning i sjöns centrala bassäng (Storhjälmaren) samt en kombination av dessa två åtgärder (se figur 4).

Figur 4. Modellerad halt av totalfosfor (µg/l) i ytvatten (årsmedelvärde) i Hjälmarens fyra bassänger utan åtgärder (grönt), med 50 % minskad extern tillförsel (blått), med 50 % minskad internbelastning i Storhjälmaren (orange) samt kombinerade åtgärder (lila). I figuren visas också gränsen för god status i respektive bassäng (röd linje). Från Malmaeus & Karlsson (2015).[⁹]

En viktig observation är att sjöns fyra bassänger svarar helt olika på de testade åtgärderna. I två bassänger – Hemfjärden och Mellanfjärden – ger minskad extern belastning stor effekt på fosforhalten och skulle enligt modellen vara tillräckligt för att nå god status i dessa bassänger. I de två övriga bassängerna – Storhjälmaren och Östra Hjälmaren – är dock effekten av minskad extern belastning begränsad medan minskad internbelastning ser ut att ge stor effekt. Att effekten av minskad internbelastning enligt modellen är störst i Storhjälmaren är förväntat eftersom det är där åtgärden sätts in. Sammantaget visar denna modellering att utformningen av åtgärder har stor betydelse för resultatet och att varje system har unika förutsättningar, till och med inom en och samma sjö. Att utföra en dynamisk massbalansmodellering enligt de här beskrivna principerna är därför att rekommendera innan resurser läggs på att genomföra åtgärder. Mer utförlig information om modelleringen av Hjälmaren finns beskrivet i Malmaeus & Karlsson (2015).¹⁰

2.5 Steg 4 – Val av åtgärder

2.5.1 Möjliga åtgärder

I detta kapitel beskriver vi översiktligt möjliga åtgärder mot internbelastning av fosfor. Åtgärderna är indelade i fyra kategorier: permanent fastläggning, bortförsel, biomanipulation samt syretillförsel och omblandning (tabell 5). För detaljerad beskrivning av åtgärderna, se del II ”Detaljerad beskrivning av åtgärder”. Åtgärder som bedöms vara under utveckling nämns kort här men inkluderas inte i del II.

Metod	Applikationer
Permanent fastläggning	aluminiumfällning, tillförsel av lera med tillsatser av fosforbindande ämnen
Bortförsel	konventionell muddring, lågflödesmuddring, bottenvattenavtappning
Biomanipulation	reduktionsfiske
Syretillförsel	omblandning, luftning

2.5.1.1 Permanent fastläggning

Permanent fastläggning innebär att fosfor binds i sedimenten för att sedan begravas permanent. Detta kräver tillsats av fosforbindande ämnen som är effektiva både under de förhållanden som råder i vattenmassan och i sedimenten. Det innebär till exempel att de måste kunna binda fosfor oavsett om syre är tillgängligt eller inte.

2.5.1.1.1. Aluminiumfällning

Aluminiumfällning kan ske i vattenmassan (vattenbehandling) eller direkt i sedimentet (sedimentbehandling). Vid vattenbehandling fälls löst fosfor ut genom tillsats av en aluminiumsaltlösning i vattenmassan, vilket får ett aluminiummineral att bildas, följt av att mineralpartiklarna sedimenterar ut. Vid sedimentbehandling blandas aluminiumsaltlösningen med sjövatten för att bilda aluminiummineralet och sedan injiceras mineralet direkt i sedimentet där det binder fosfor. Åtgärden minskar mängden fosfor som kan läcka till vattenmassan och därmed internbelastningen. pH i den ovannämnda sedimentytan behöver ligga inom intervallet 6–8,5 för att undvika toxiska effekter av aluminium på biota. Fastläggning av fosfor med hjälp av aluminium är en väldokumenterad metod för behandling av insjöar.[¹⁰] Behandlingen av Björnöfjärden 2012–2013 i Värmdö kommun var första gången som åtgärden prövades i bräckt vatten.[¹¹]

2.5.1.1.2 Fosforbindande ämnen i bentonitlera

Lera med tillsatser av fosforbindande ämnen som aluminium eller lantan tillsätts genom spridning i vattenmassan. Leran sjunker genom vattnet och läckagebenägen fosfor binds permanent i sedimentet. Fullskaliga försök med en blandning av bentonitlera och lantan (Phoslock) utfördes första gången 2001[¹²]^,[13] och sedan dess har fler försök utförts, främst utomlands, i sjöar och på laboratorier med lantan, aluminium och kalcium i olika leror.

2.5.1.1.3 Övrigt

Metoder som är under utveckling inkluderar reaktiva filtermaterial som framställs av bergarten opoka som består av kalciumkarbonat och kisel (Polonite). Opoka har stor porositet och därmed yta där sorption kan ske och inbindningen av fosfor är långvarig.[¹⁴]

Ett annat material som kan användas består av granulerad modifierad zeolit, vilket förekommer naturligt som mineral av aluminiumsilikater men också kan framställas syntetiskt. Materialet är poröst och har därför en stor reaktiv ytarea. Det finns även zeolit som har modifierats med aluminiumsalt för att förstärka kapaciteten att fälla fosfor. Granulatet har visats kunna fasthålla både kväve och fosfor men behöver studeras i fullskaliga experiment innan dess potential som restaureringsmetod kan utvärderas.[¹⁵]

Märgelbehandling är en annan metod som används. Den går ut på att förstärka fastläggningen av fosfor i sediment genom att tillföra märgel (kalkrik lera) som adsorberar fosfat. Märgel är en partikulär restprodukt från utvinning av kalksten och innehåller stora mängder kalciumkarbonat. Granulat av märgel kan släppas i vattnet och på väg ned mot botten fastläggs löst fosfat genom adsorption på märgelpartiklarnas yta. Laboratorie- och pilotstudier har visat att adsorption av fosfor till märgel kan ske även vid låga temperaturer och syrefattiga förhållanden.[¹⁶]

2.5.1.2 Bortförsel av fosfor

Med bortförsel menas att fosfor avlägsnas direkt från vattenförekomsten. Det kan antingen ske genom att fosforrikt vatten tappas av sjön eller genom att man muddrar fosforrikt sediment.

2.5.1.2.1 Hypolimnionavtappning

Hypolimnionavtappning innebär att uttag görs av djupvatten som innehåller höga koncentrationer av fosfor. Metoden är bäst lämpad för skiktade sjöar och kan vara ett relativt billigt alternativ för att åtgärda internbelastning. Detta förutsätter dock att omfattande temperaturförändringar i bottenvattnet undviks samt att det uttagna vattnet omhändertas på ett sätt som inte påverkar nedströms liggande vattenförekomster negativt. Metoden har använts sedan mitten av 1900-talet i ett flertal sjöar, framför allt i Centraleuropa.[¹⁷]^,[18]

2.5.1.2.2 Muddring

Muddring innebär att bottenmaterial i ett vattenområde tas bort. Det finns olika anledningar till att muddra. Det kan t.ex. gälla att säkra funktionen för en befintlig eller planerad vattenanläggning, genomföra en ny verksamhet, ta bort näringsrika sediment eller återställa naturvärden. Åtgärden beskrivs endast kortfattat i denna vägledning, eftersom detaljerade förutsättningar för muddring avhandlas i Havs- och vattenmyndighetens vägledning om muddring och hantering av muddermassor.[¹⁹]

Lågflödesmuddring av sjöbottensediment är en åtgärd under utveckling som testas i några restaureringsprojekt i olika sjöar i Sverige.[²⁰]^,[21],[22] Metoden är en skonsammare form av muddring som går ut på att ytsediment försiktigt sugs upp i slangar för att minimera partikelspridning. En utmaning med metoden är hantering av slammet som har en hög vattenhalt. Efter utförd muddring måste det avlägsnade näringsrika sedimentet tas om hand. Returvattnet måste också behandlas för att avlägsna fosfor och eventuella föroreningar. Om sedimentet inte innehåller för höga halter av miljögifter kan näringsämnena återanvändas som bland annat gödningsmedel till jord- och skogsbruk. Det är att föredra att sedimentet tas omhand lokalt då detta minimerar transporter och belastning på miljön.

2.5.1.3 Biomanipulation och reduktionsfiske

Med biomanipulation menas att man medvetet försöker förändra ekosystemets struktur genom att selektivt minska eller öka antalet individer inom vissa artgrupper. På detta sätt kan man ibland uppnå önskade förändringar i ekosystemet som är utöver de som uppstår som en direkt effekt av de lägre fosforhalter i vattnet som har åstadkommits genom åtgärden. I jämförelsen mellan åtgärder i tabell 7 nedan har hänsyn inte tagits till denna effekt av biomanipulation.

Biomanipulation som direkt åtgärd mot internbelastning är vanligtvis lika med reduktionsfiske. Reduktionsfiske genomförs för att öka predationstrycket på växtplankton genom uttag av djurplanktonätande fiskar och för att minska frigörelse av fosfor från sedimentet. Reduktionsfisket bidrar även i sig till en betydande bortförsel av fosfor från systemet. Metoden är en vanlig åtgärd i övergödda grunda sjöar.[²³] Bottenlevande fiskar som letar föda i sediment har dessutom särskild betydelse för internbelastning av fosfor då födosökandet blandar om det översta sedimentlagret vilket gör att mer mobil fosfor från sedimentet kan frigöras till vattenmassan.[²⁴] Fisket riktas vanligtvis mot så kallad vitfisk, dvs. karpfiskar som mört och braxen.          

2.5.1.4  Syretillförsel och omblandning   

Som namnen antyder syftar syretillförsel och omblandning till att på olika sätt öka syresättningen i de delar av vattenmassan som riskerar att drabbas av syrebrist. En av de önskade effekterna med dessa metoder är att fosforläckaget från sedimenten begränsas eftersom fosfor kan bindas av järn i sedimenten under syresatta förhållanden.  

2.5.1.4.1. Omblandning i sjöar

Metoden går ut på att omblanda vattenpelaren för att få syresatt vatten genom hela sjön och därmed få högre syrgaskoncentration i bottenvattnet. Detta syftar till att öka fasthållningen av fosfor i sedimenten. Omblandningen kan dock orsaka ökad primärproduktion av växtplankton och det saknas framgångsrika exempel på metodens tillämpning. Metoden samt den underliggande principen har under senare decennier ifrågasatts.

2.5.1.4.2 Syrgassättning och luftning av hypolimnion

Metoden att tillföra syre till syrefattigt bottenvatten har använts i sjöar sedan mitten av 1900-talet. Syftet med åtgärden är att syresätta bottenvattnet så att botten ges tillgång till syre och därmed kan binda fosfor vid sedimentytan. Åtgärden utförs genom att man på olika sätt låter bottenvatten komma i kontakt med syrgas eller luft.

2.5.2 Miljöpåverkan av åtgärder

Med livscykelanalyser (LCA) kan effektiviteten i åtgärder mot interngödning utvärderas. Man tittar då på deras sammanvägda miljöpåverkan och tar här hänsyn inte bara till åtgärdernas positiva verkan att mildra övergödningssymptom utan även deras potentiellt negativa miljöpåverkan, exempelvis i form av koldioxidutsläpp (figur 5).

Figur 5. Konceptuell bild av flöden som kan beaktas i en LCA över åtgärder mot internbelastning.

LCA är i grunden en metod för att ur ett helhetsperspektiv belysa och bedöma miljöaspekter och potentiella miljöeffekter förknippade med en produkt eller ett system (ISO 14040:2006 och 14044:2006). Bedömning görs genom att man identifierar och sammanställer relevanta in- och utflöden för systemet, utvärderar potentiella miljöeffekter som är förknippade med dessa flöden samt tolkar resultaten. En fullständig LCA omfattar hela livscykeln hos det studerade systemet, från utvinning av råvaror, förädling av råvaror och energi, tillverkningsprocesser, transporter, användning och återvinning till slutlig kvittblivning. De allmänna kategorierna av miljöeffekter som normalt beaktas är resursanvändning, mänsklig hälsa och ekologiska konsekvenser.

I en förenklad LCA som utförts vid IVL Svenska Miljöinstitutet har fokus legat på att jämföra klimatpåverkan mellan olika åtgärder mot internbelastning. I tabell 6redovisas några olika åtgärder och vilka huvudsakliga processer inom deras livscykel som ger upphov till koldioxidemissioner. Bakomliggande antaganden och resultaten på en mer detaljerad nivå redovisas i bilaga 6 ”Koldioxidavtryck av olika åtgärder”.

Åtgärd	Orsak till koldioxidemissioner	Storleksordning emission (kg CO2-ekv./kg avskild mobil fosfor)
Aluminiumfällning	Tillverkning, transporter och spridning av fällningslösningar	60
Konventionell muddring	Upptagning, transport, avvattning och kvittblivning av muddermassor	25
Lågflödesmuddring	Som ovan för konventionell muddring fast i mindre omfattning	12
Reduktionsfiske	Är snarare en potentiell sänka för koldioxid om fångsten kan utnyttjas som energi, djurfoder eller livsmedel	-24

Det är givetvis svårt att dra generella slutsatser om vilket koldioxidavtryck olika åtgärder ger upphov till eftersom detta påverkas av de platsspecifika förhållandena i de områden åtgärderna genomförs. De nivåer som presenteras i tabell 6 ska därför inte användas bokstavligt som underlag vid beslut om åtgärdsstrategi. De illustrerar emellertid en viktig princip; olika åtgärder kan för samma mängd avskild fosfor ge upphov till högst varierande mängder utsläpp av växthusgaser. Genom att minska övergödningen kan genomförandet av en åtgärd i sig också minska utsläpp av växthusgaser från en sjö. Det saknas dock uppgifter för att kunna kvantifiera detta och för om det skiljer mellan olika typer av åtgärd. Det kan därför vara klokt att i det enskilda fallet, som underlag för val av åtgärdsstrategi, genomföra en förenklad LCA där koldioxidavtrycket och annan potentiell miljöpåverkan från de åtgärder som övervägs jämförs.

2.5.3 Sociala och ekonomiska aspekter av åtgärdsarbete

2.5.3.1 Sociala och ekonomiska effekter

En viktig aspekt att lyfta fram är de möjliga sociala och ekonomiska effekterna av vattenvårdsprojekt som åtgärder mot internbelastning. Genom att identifiera dessa effekter kan man generellt skapa större förståelse, acceptans och motivation för relativt kostsamma åtgärder. Direkta ekonomiska effekter kan vara besparingar, ökad sysselsättning och nya affärsmöjligheter. Det finns även möjliga samhällsekonomiska effekter genom sociala förbättringar, som ökat välmående.

Inom LIFE IP Rich Waters har de sociala och ekonomiska effekterna av en aluminiumbehandling i sjön Norrviken utvärderats.[²⁵] Utvärderingen visar att behandlingen har gett Sollentuna och Upplands Väsby kommuner förutsättningar att belysa miljöengagemang och handlingskraft och en möjlighet att kommunicera om vattenvårdsarbetet i ett bredare perspektiv. Invånarnas kunskap om och engagemang för sjön har ökat. Projektet gjorde en enkät där de frågade medborgare om de upplever någon skillnad i vattenkvalitet. Många svarar att det är klarare och bättre kvalitet än på väldigt länge. Det klarare vattnet upplevs mer attraktivt och sjöns värde för rekreation och bad har därmed ökat.

Enstaka åtgärder för sjöar och vattendrag kan verka kostnadsintensiva, men att förbättra vattenkvaliteten, särskilt i rekreativa sjöar nära tätbebyggda områden, kan ge stora samhällsekonomiska värden. En värderingsstudie som gjordes i Stockholm, visade att de samhällsekonomiska nyttorna av att uppnå god vattenstatus i samtliga vattendrag i kommunen skattades till 2,5–2,8 miljarder kronor, medan kostnaderna för åtgärderna som krävdes för att nå dit skattades till ca 1 miljard kronor.[²⁶] Det är svårt att göra en värdeöverföring (använda ett resultat för ett visst område för att göra en skattning i ett annat område) till Norrviken baserat på studien. Men från studien vet vi att sjöar som används för bad och rekreation ofta renderar höga värden beträffande samhällsekonomiska nyttor för förbättring av vattenkvaliteten. Därför är det troligt att värdet av att förbättra vattenkvaliteten i Norrviken också bör skattas relativt högt.

2.5.3.2 Åtgärdernas kostnad

Kostnaderna för att genomföra åtgärder mot interngödning varierar naturligtvis från fall till fall och även kontinuerligt över tid i takt med att olika tekniker utvecklas. I tabell 7 ges några schablonmässiga kostnader baserat på kalkyler som redovisats i tidigare studier[²⁷]^,[28], i något fall kompletterat med nya uppgifter. Kostnaderna är uttryckta per kg fosfor bortförd från systemet som ett resultat av åtgärden.

Åtgärd	Kostnad (kr/kg avskild P)
Aluminimfällning	400–700
Konventionell muddring	1 000*
Reduktionsfiske	750**–2 000
Lågflödesmuddring	70 000–80 000***

2.5.3.3 Möjligheter till finansiering – LOVA-bidrag

När det gäller internbelastning av fosfor kan det vara omöjligt att identifiera och avgöra vem som är ansvarig för att vidta åtgärder mot den uppkomna skadan. Frivilliga åtgärder mot internbelastning kan finansieras med statliga bidrag, och då kan medel företrädelsevis sökas från de årligt återkommande LOVA-bidragen eller via särskilda riktade utlysningar.

LOVA-bidragets syfte är att bidra till att uppnå de miljökvalitetsmål som fastställts för vattenmiljön, vilket inkluderar åtgärder mot övergödning och internbelastning. Bidraget kan sökas hos länsstyrelsen och går framför allt till kommuner, föreningar och andra sammanslutningar. LOVA-bidraget regleras genom förordning (2009:381) om statligt stöd till lokala vattenvårdsprojekt. Havs- och vattenmyndigheten har bemyndigande att meddela närmare föreskrifter om bland annat stödberättigade åtgärder och vad som krävs av en ansökan.^[29] För ytterligare information, se www.havochvatten.se.

Förordningen medger finansiering av internbelastningsåtgärder med upp till 90 %. För åtgärder som avser att minska internbelastningen av fosfor kan stöd exempelvis ges till

• permanent fastläggning av fosfor i sediment, till exempel genom tillsats av fosforbindande ämne, såsom aluminiumklorid
• bortförsel av fosfor från sediment, inklusive hypolimnionavtappning
• syresättning av anoxiskt bottenvatten för att stimulera naturlig fastläggning av fosfor, till exempel genom pumpning av syrerikt ytvatten ned till botten
• reduktionsfiske som utförs med avsikt att minska internbelastning av fosfor
• andra åtgärder som resulterar i minskning av fosforläckage från sediment.

Stöd kan även ges till framtagande av planer, information, uppföljning eller utvärdering. Det kan exempelvis gälla följande:

• analyser av de bakomliggande källorna till internbelastningsproblematiken och uppskattning och beskrivning av åtgärder som vidtas för att reducera dessa belastningar
• framtagande av en plan för långsiktig uppföljning (flera år) av en åtgärd och hur data om det ska tillgängliggöras
• nödvändig åtgärdsutredning, t.ex. insamling av vattenkemiska mätdata för att uppskatta storleken på både den interna och den externa belastningen.

LOVA-bidrag kan inte beviljas för åtgärder som följer av skyldighet i lag eller annan författning eller för kostnader som täcks med stöd enligt någon annan författning. Bidrag kan inte heller medges för åtgärder som har påbörjats innan länsstyrelsen har beslutat att ge stöd.

2.5.3.4 Särskilda satsningar

Havs- och vattenmyndigheten kan i vissa fall genomföra särskilda satsningar och riktade utlysningar inom prioriterade ämnesområden. Offentliga aktörer och ideella organisationer kan söka sådana bidrag. När särskilda utlysningar genomförs finns information om dessa på Havs- och vattenmyndighetens webbsida: www.havochvatten.se/anslag-bidrag-och-utlysningar.

2.5.4 Sammanfattning av åtgärderna

I tabell 8 ges slutligen en sammanvägd bedömning av några olika åtgärders tillämpbarhet, kostnader och koldioxidavtryck på en relativ skala.

Åtgärd	Applicerbarhet	Nackdelar/osäkerheter	Potentiella positiva bieffekter	Kostnad	Koldioxidavtryck
Aluminiumfällning	Generell, väl testad	Energi- och resurskrävande		Låg	Stort
Konventionell muddring	Mindre områden	Energi- och resurskrävande		Medel	Stort
Lågflödesmuddring	Under utveckling		Nyttjande av näring på åker-/skogsmark	Hög	Medel
Hypolimnion-avtappning	Skiktade vattenmassor	Eventuell flytt av problem nedströms	Nyttjande av näring på närliggande åker-/skogsmark
Syretillförsel	Områden med syrgasbrist	Behöver pågå under lång tid	Gynnsam för högre djurliv	Låg	Medel
Reduktionsfiske	Områden med höga tätheter av vitfisk	Eventuellt borttagande av födoresurs för rovfisk	Gynnsam för sjöns flora och fauna (biomanipulation), tillvaratagande av födo-/foderresurs	Medel	Litet

---

[1] Vattenmyndigheterna, 2016. Åtgärder mot övergödning för att nå god ekologisk status – underlag till vattenmyndigheternas åtgärdsprogram. Rapport 2016:19.

[2] Huser B., Löfgren S. & Markensten H., 2016. Internbelastning av fosfor i svenska sjöar och kustområden – en kunskapsöversikt och förslag till åtgärder för Vattenförvaltningen. Sveriges lantbruksuniversitet Rapport 2016:6.

[3] Länsstyrelsen i Örebro län. ”Från Skåne till Norrbotten: Identifiering av sjöar med förhöjd internbelastning.” Finansiering genom bidrag från Havs- och vattenmyndigheten.

[4] En omsättningstid på 1 år innebär att det tar 1 år innan tillrinning av vatten har bytt ut hela sjöns vattenvolym. En omsättningstid på 0,3 år innebär att det tar 4 månader. Under de relativt torra förhållandena under perioden maj till och med augusti 2019 var tillrinningen enbart 5 % av sjöns vattenvolym och motsvarade en omsättningstid på drygt 5 år.

[5] Malmaeus J.M. & Håkanson L., 2004. Development of a Lake Eutrophication model. Ecological. Modelling 171, 35–63.

[6] Malmaeus J.M., Karlsson O.M., Lindgren D. & Eklund J., 2008. The optimal size of dynamic phosphorus models for Baltic coastal areas. Ecological modelling 216, 303–315.

[7] Malmaeus M., 2021. Att modellera internbelastning av fosfor i sjöar. Nya rutiner i LEEDS-modellen. IVL Rapport C615.

[8] Phillips G., Lyche-Solheim A., Skjelbred B., Mischke U., Drakare S., Free G., Järvinen M., de Hoyos C., Morabito G., Poikane S. & Carvalho L. (2012). A phytoplankton trophic index to assess the status of lakes for the Water Framework Directive. Hydrobiologia 704 (1): 75–95.

[9] Malmaeus, M. & Karlsson, M. 2015 Fosfordynamik i Hjälmaren – resultat av simuleringar. Svenska Miljöinstitutet, IVL. Rapport C72. https://www.ivl.se/publikationer/publikationer/fosfordynamik-i-hjalmaren.html

[10] Agstam-Norling, O., Lannergård, E.E., Rydin, E., Futter, M.N. & Huser, B.J., 2021. A 25-year retrospective analysis of factors influencing success of aluminum treatment for lake restoration, Water Research 200: 117267.

[11] Rydin, E. & Kumblad, L., 2019. Capturing past eutrophication in coastal sediments – towards water-quality goals, Estuarine, Coastal and Shelf Science 221: 184–188.

[12] Robb M., Greenop B., Goss Z., Douglas G. & Adeney J., 2003. Application of Phoslock^TM, an innovative phosphorus binding clay, to two Western Australian waterways: preliminary findings, Hydrobiologia 494: 237–243.

[13] Zeller, M.A. & Alperin, M. J., 2021. The efficacy of Phoslock^TM in reducing internal phosphate loading varies with bottom water oxygenation. Water Research 11: 100095.

[14] Renman, G., Renman, A. & Gustafsson, J. P., 2013. Reaktiva sorbent för fastläggning av fosfor i Östersjöns bottnar. BalticSea2020

[15] Zamparas, M. & Zacharias, I., 2014. Restoration of eutrophic freshwater by managing internal nutrient loads. A review. Science of the Total Environment, 496: 551–562.

[16] Blomqvist, S. & Björkman, E., 2014. Permanent inaktivering av fosfor i Östersjöns bottensediment. Forskningsrapport till BalticSea2020. Sammanställning av resultat framtagna juni 2012 till september 2013. Institutionen för ekologi, miljö och botanik Stockholms universitet.

[17] G. K. Nürnberg, 2007. Lake responses to long-term hypolimnetic withdrawal. Lake and Reservoir Management, 388–409.

[18] Nürnberg, G.K., 2020. Hypolimnetic withdrawal as a lake restoration technique: determination of feasibility and continued benefits. Hydrobiologia, vol. 847: 4487–4501.

[19] Havs- och vattenmyndigheten, 2018. Muddring och hantering av muddermassor – vägledning och kunskapsunderlag för tillämpningen (Rapportnummer 2018:19). Havs- och vattenmyndigheten, Göteborg.

[20] Jönköpings kommun, ”Restaurering av Barnarpasjön”, 2014. [Online]. Available: https://www.jonkoping.se/trafikstadsplanering/naturvardochparkskotsel/vattenochvatmarker/overgodningavsjoarochvattendrag/barnarpasjonovergodning/restaureringavbarnarpasjon. [Använd 2022-08-04.]

[21] Lindell, M., Carlsson, F., & Ekström, M., 2022. Återföring av näringsrika ytsediment till produktionsmark – erfarenheter av muddring, pelletsproduktion samt testodling. Länsstyrelsen i Jönköpings län, Meddelande 2022:09.

[22] Herbertsson, J. Lågflödesmuddring i sjön Öljaren [Online]. Available: https://www.richwaters.se/vara-projekt/lagflodesmuddring-oljaren/. [Använd 2023-01-23.]

[23] Bernes, C., Carpenter, S. R., Gårdmark, A., Larsson, P., Persson, L., Skov, C., Speed, J. D. M. & Van Donk, E., 2015. What is the influence of a reduction of planktivorous and bentivorous fish on water quality in temperate eutrophic lakes? Environmental Evidence 4:13.

[24] Søndergaard, M., Jensen, J. P. & Jeppesen, E., 2003. Role of sediment and internal loading of phosphorous in shallow lakes”, Hydrobiologica, 506: 135–145.

[25] Franzén, F. & Svensson, M., 2022. Utvärdering av sociala och ekonomiska effekter av Rich Waters delprojekt. Publicerad digitalt på https://www.richwaters.se/utvardering-av-sociala-och-ekonomiska-effekter-av-rich-waters-delprojekt/

[26] Soutukorva, Å., Wallström, J., Ivarsson M. & Wallentin, E., 2017. Värdering av vattenförekomster i Stockholm. Anthesis Enveco AB, rapport 2017:5.

[27] Karlsson, M., Malmaeus, M., Baresel, C., Sivard, Å., Ericsson, T. & Grahn, O., 2012. Kostnadseffektivitet i åtgärder mot övergödning – Fallstudie Gävle fjärdar, IVL-rapport B2078.

[28] Karlsson, M., Malmaeus, M. & Rydin E., 2019. Åtgärder mot internbelastning av fosfor i Hjälmaren – kostnader, nytta och konsekvenser. IVL-rapport C381.

[29] 15 § Förordning (2009:381) om statligt stöd till lokala vattenvårdsprojekt. Regeringskansliet, Klimat- och näringslivsdepartementet.