Näringsökningen eller eutrofieringen av vattendrag, sjöar och hav ökar. Trots internationella överenskommelser, mål och konventioner så fortsätter läckaget från bland annat jordbruksbygder, avloppsanläggningar, vägar och industrier. Eutrofieringen kan leda till stora problem av både hälso-, miljö-, och ekonomisk karaktär. Därför försöker man hitta metoder för att minska på näringsläckaget, utan att samtidigt dra ner på jordbruks- eller industriproduktionen. Antalet människor på jorden ökar dessutom ständigt, vilket förmodligen i framtiden kommer att leda till än större resursbehov, och än större problem med eutrofieringen. Ett sätt att minska på eutrofieringen som fått mer och mer gehör under senare år är att anlägga våtmarker för fosfor- och kväveretention (reducering av fosfor och kväve) samt ackumulation av organiskt material. Att anlägga en våtmark är dock en relativt kostsam affär, och därför bör man på förhand använda modeller som visar om retentionen blir så stor att en anläggning är ett bra alternativ, och var man i så fall skulle placera våtmarken för maximal retention.

Syftet med mitt arbete är att med hjälp av HBV-N modellen (Arheimer, 1998) se vilken betydelse anläggandet av våtmarker har för kväveretentionen i nedre Svartåns avrinningsområde, beroende på var i systemet man anlägger dem och vilken storlek de har. Eftersom jag endast analyserat kväve i modellen så koncentrerar jag mig även på kväve i den allmänna beskrivningen. Anledningen till att jag enbart undersöker kväveretentionen och inte fosfor eller andra eutrofierande ämnen och substanser är att det än så länge inte finns några modeller utvecklade för svenska förhållanden på avrinningsområdesskala.

Min uppsats består av följande delar:

• Beskrivning av eutrofieringen och de effekter den kan ha
• Beskrivning av våtmarker som recipient för näringsämnen
• Beskrivning av området, metoden och modellen
• Redovisning av de resultat jag fått från modellen
• Diskussion av resultaten
• Slutsatser

Eutrofiering betyder näringsökning och ordet eutrof kommer av grekiskan. Det består av eu som betyder väl och trofe som betyder näring. Eutrofiering innebär alltså att näringstillgången i ett vattensystem ökar (Persson, 1990). Eutrofiering kan också beskrivas som övergödning, det vill säga överskott på näringsämnen. En annan definition på eutrofiering är "ett tillstånd i ett vatten som tar sig uttryck genom en intensiv tillväxt av alger och högre akvatiska växter, och deras ansamling i vattnet i orimliga kvantiteter" (Ryding & Wast, 1989).

I ett vattensystem finns alltid en begränsande faktor för hur hög produktionen kan bli. Denna kan vara till exempel ljustillgången, syrehalten eller temperaturen. Ofta regleras produktionen främst av näringstillgången. Kväve och fosfor kan i de flesta sammanhang anses vara de viktigaste näringsämnena. Utsläpp av organiskt material innehållande näringsämnen kan vara en väsentlig faktor i eutrofieringen. I sjöar och vattendrag är det främst fosforn som är det begränsande näringsämnet. I havet är det främst kväve, utom på enstaka platser (Persson, 1990). Under varma högsomrar kan blågrönalger uppträda i stora mängder i havet. Dessa alger kan utnyttja den fria kvävgas som finns löst i havsvattnet. I dessa fall blir istället fosfortillgången den begränsande faktorn (Bernes, 1993).

Eutrofieringen kan påskyndas av människans olika aktiviteter. Otillräckligt renat avloppsvatten från samhällen och industrier, växtnäringsläckage från skogs- och jordbruk, ogenomtänkta diknings- och vattenståndssänkningar samt utsläpp från förbränningsanläggningar är några exempel på sådana aktiviteter (Persson, 1990).

Källfördelningen av kvävetransport från södra Sveriges landområde till havet visar att det största bidraget kommer från åkermark (Figur 1). Därefter dominerar bidragen från avloppsreningsverk och atmosfärdepositon på vattenytor. Bidraget från Vänerns norra tillflöden (ospc. omr.) har inte källfördelats. Området består till största delen av skog och övrig mark (84%). Skogens totala bidrag är därför något större än i figuren, mellan 8 och 14%. Betesmark, industriutsläpp och glesbygdsutsläpp gav de lägsta nettoläckagen (Arheimer et al, 1997).

Materialet i detta kapitel från Brocks et al (1994).

Det största förrådet av kväve finns i atmosfären som kvävgas och är inte tillgängligt för växt- och djurlivet. Mikroorganismernas kvävefixering är den främsta processen som gör kväve tillgängligt, men det kan även ske genom blixturladdning eller genom mänskliga insatser.

Vid kvävefixeringen bildas ammoniak (NH₃) som tas av upp av växter och mikroorganismer som sedan byggs in som biomassa. I nitrifikationsprocessen omvandlas NH₃ till nitrit (NO₂^-) och sedan till nitrat (NO₃^-). Dessa processer är mycket syrekrävande och kan snabbt skapa syrefria miljöer. Kväve i form av nitrat tas upp av växterna och byggs in i deras biomassa vilket leder till att nitrat är ett viktigt eutrofierande ämne.

I denitrifikationsprocessen omvandlas nitrat till kvävgas med hjälp av olika mikroorganismer. Reaktionerna fram till slutprodukten kvävgas kan dock ske genom olika mellansteg, vilka kan leda till olika föreningar i gasform som lätt avges till atmosfären till exempel dikväveoxid (N₂O) och kvävemonoxid (NO).

NO₃^- ® NO₂^- ® NO (gas) ® N₂O (gas) ® N₂ (gas)

Miljön måste i stort sett vara syrefri för att denitrifikationen ska ske eftersom syre är mer effektivt och lättare används i olika processer.

Nitratföroreningar i dricksvattnet är en hälsofara, speciellt för barn. Nitratföroreningar i dricksvatten ökar snabbt i regioner med mycket intensivt jordbruk på permeabla jordar som har långsam grundvattenrörelse. Vid algblomning kan toxiska ämnen bildas, vilket gör det skadligt att bada. Det som ofta diskuteras i dessa sammanhang är blomningen av cyanobakterier (blågrönalger). Det kan även vara farligt att äta fisk som levt i sådant förorenat vatten (Falkenmark et. al., 1999).

Eutrofieringen gynnar tillväxten av alger och annan vegetation. Till en början kan detta gynna faunan i vattnet. Om eutrofieringen fortskrider förändras dock både florans och faunans artsammansättning. Förekomsten av planktonalger kan öka så kraftigt att vattnet blir grumligt, vilket missgynnar bottenvegetationen eftersom ljusförhållandena försämras. En så kraftig produktion av planktonalger brukar kallas för algblomning. I mycket näringsrika sjöar tenderar planktonproduktionen att vara hög och artmångfalden låg. De väldiga mängder planktonalger som faller ner på botten förbrukar mycket syre då de bryts ner. I vissa fall kan bottnarna bli helt syrefria vid nedbrytningen av det organiska materialet, något som i sin tur leder till bildandet av svavelväte som kan slå ut allt liv på bottnarna (Bernes, 1993). Alger kan även fastna på fiskarnas gälar och orsaka stora andningsproblem.

Eutrofiering av kuster, vikar och hav förorsakar stora problem på bottnarna. Även om utsläpp från till exempel industrier och avloppsanläggningar har minskat så fortsätter dock eutrofieringen. I kustområden med dålig vattenomsättning kan förhållandena bli särskilt svåra (Bernes, 1993).

Fiskdöd och ackumulation av toxiska ämnen i fisken kan orsaka stora ekonomiska förluster för fiskenäringen. Algerna skapar även ett direkt mekaniskt problem när de fastnar på nät och annan utrustning. Turismen kan också bli lidande ifall tidigare fina fiskevatten eutrofieras. Förutom att fisken försvinner och/eller blir otjänlig som föda så kan riktigt eutrofierade vatten både lukta illa och se otrevliga ut.

Det finns ett antal metoder med vilka man kan försöka minska eutrofieringen. Det absolut bästa sättet att lösa problemet är att eliminera källan för eutrofieringen, det vill säga utsläppen av kväve, fosfor och organiskt material. I många fall har man också försökt göra detta. Reningen av våra avloppsverk har ökat markant under de sista årtiondena, och industrin har idag mycket effektiva reningsmetoder. Det finns dock källor som är svåra att komma åt. Utsläpp från till exempel jordbruksmarker, vägar och tätorter är fortfarande stora. Dessa källor är diffusa och därför svåra att åtgärda. Dessutom har avloppsverken svårt att effektivt ta bort kvävet ur avloppsvattnet. De flesta avloppsverk släpper idag ut stora mängder kväve.

Ett sätt att minska belastningen som har fått gehör under senare år är att anlägga våtmarker för att öka framför allt retentionen av kväve och fosfor och sedimentationen av organiskt material (Leonardson, 1994). En våtmark definieras enligt Naturvårdsverket som: "sådan mark där vatten under en stor del av året, finns nära under, i eller strax över markytan samt vegetationstäckta vattenområden" (Löfroth, 1991). Med retention menas den minskning man kan uppnå i näringsämnestransporten av bland annat kväve och fosfor genom att låta det näringsrika vattnet passera genom till exempel en våtmark. Detta åstadkoms genom sedimentation av partiklar (till exempel slam), upptagning och inkorporering av näringsämnen i biomassan (främst växter) samt denitrifikation. Fosfor binds också in i våtmarksjordar genom adsorption och kemisk utfällning (Leonardson, 1994).

När vattenhastigheten minskar i en våtmark sker en sedimentation av partiklar. Partiklarna kan ha bildats inom eller utanför våtmarken, och innehåller ofta näringsämnen. En stor del av det sedimenterade materialet bryts ner efter hand - mineraliseras - och på så sätt frigörs kväve och fosfor. Fosfor omlagras då i regel till mineralkomplex i det kvarvarande sedimentet, men kan under ogynnsamma förhållanden läcka från våtmarken, till exempel när pH ändras. Frigjort kväve är mer lättrörligt och kan läcka till grundvattnet eller till ovanstående vattenvolym och transporteras vidare i systemet. Samtidigt kan kväve transformeras genom mikrobiella processer, till exempel nitrifikation och denitrifikation. Under vegetationsperioden tar växter upp kväve- och fosforföreningar och bygger in dem i sin biomassa. Då växterna bryts ner återförs en varierande andel av de upptagna näringsämnena till vattnet (Leonardson, 1994). Våtmarker kan alltså fungera både som källa och fälla för näringsämnen, beroende på de rådande omständigheterna (Elder).

Man kan dela upp de olika näringsfällorna i våtmarken i tillfälliga och permanenta. Till de tillfälliga hör växtupptag och sedimentation av näringsämnen. Till de permanenta hör växtupptag sammankopplat med skörd, ackumulering av sediment, torvbildning och denitrifikation (Leonardson, 1994).

Våtmarker kan användas som reningssteg inom flera områden:

• I jordbrukslandskapet
• Som efterpolering efter reningsverk
• För behandling av dagvatten
• I livsmedels-, jordbruks- och gruvindustrin
• För rening av lakvatten från soptippar/avfallsupplag
• För rening av obehandlat avloppsvatten

Våtmarker kan även, om de utformas väl, tjäna som rekreationsområden och livsmiljöer för en uppsjö olika växt- och djurarter. Naturliga våtmarker är ofta mycket artrika, och kan utgöra viktiga bo- och födoplatser för till exempel fåglar. Rekreationsvåtmarker är troligtvis dock inte något som passar för de sedimentations- och retentionsdammar som finns vid enskilda avloppsverk och industrier. Att skapa en "vacker" våtmark är inte alltid det samma som att skapa en bra recipientvåtmark. Anlagda våtmarker för retention har dessutom det problemet att de måste skötas. Om all vegetationen skördas varje år förlorar våtmarken en del av sitt affektionsvärde, både för växter, djur och människor. Däremot får inte heller våtmarken växa igen enligt sitt naturliga förlopp, då detta medför en ökning av utsläppet av organiskt material från våtmarken. Skördandet är i sig självt också ett problem. Det kräver en åtminstone årlig insats av ganska stora mått (beroende på våtmarkens storlek). Det är ofta inte särskilt lätt att skörda effektivt och snabbt på ett sådant sätt att våtmarken och sedimentet inte skadas. Ofta väljer man istället att försöka utforma våtmarken så att man inte ska behöva skörda. I längden är detta dock inte hållbart. Men även om man skördar kan det vara svårt att få avsättning för våtmarksmaterialet i jordbruksbygder där kraftfoder är den vanliga födan. Dessutom innehåller det vatten som våtmarken ska rena ibland resten av tungmetaller och andra giftiga ämnen som växterna tar upp och som sedan boskapen får i sig. Ett annat problem är avsättningen av sedimentmaterialet. Detta innehåller en viss mängd tungmetaller och gifter. Helst borde sedimenten ligga helt orörda och (förhoppningsvis) så småningom övergå till torv. I längden kräver dock detta att man har tillgång till mycket mark eftersom man efter ett antal år (beroende på belastning och storlek) behöver göra en ny våtmark, vilket dessutom är kostsamt.

Användningen av våtmarker som recipient för fosfor, kväve och organiskt material är ett exempel på hur en biologisk lösning kan användas för att lösa ett miljöproblem. Visserligen finns det ännu olösta problem men det är bättre att låta det organiska materialet och eventuella rester av giftiga ämnen sedimentera på en plats där man har relativ kontroll över det än att släppa ut det i vattendragen, sjöarna och haven. Metoder för att göra våtmarksreningen mer effektiv och att minska på nödvändigheten att skörda är under utveckling. Även metoder för att underlätta skördandet och avsättningen av skördematerialet diskuteras.

Det bästa för att lösa eutrofieringsproblemet vore givetvis om vi kunde eliminera alla utsläppskällor. I dagens läge är detta dock både en ekonomisk och teknisk omöjlighet. Bara den investering som skulle behövas för att göra om våra reningsverk så att de inte släpper ut några kväveföreningar skulle förmodligen bli enorm. I detta sammanhang är våtmarker ett billigt och till viss del självreglerande system, även om vissa insatser i form av exempelvis skördande av vegetation behövs.

Den viktigaste kvävekällan i anlagda eller restaurerade våtmarker är tillförsel från vattendrag från intensivodlade åkrar och skogar, samt industrier och reningsverk (Leonardson, 1994). Till mossarna tillförs kväve endast genom nederbörden eftersom detta är den enda tillförseln av vatten till mossen. Man säger att mossarna är ombrotrofa. Den atmosfäriska tillförseln har uppmärksammats under senare år då kväve tillförts via surt regn, och då i form av salptersyra (HNO₃). I vissa områden spelar torrdepositionen i form av partiklar och gaser en stor roll. (Bowden, 1987). En förenklad bild av kvävets kretslopp i våtmarken visas i figur 2.

Den process som man vill gynna för att föra bort kväve är denitrifikation, då kvävet avgår som kvävgas (Figur 2). Kvävet förs dock bort även i andra former, till exempel som organiskt bundet kväve. Detta är något som kan vara av stor betydelse på översilningsängar. Stora mängder kväve kan också lämna våtmarken bundet i växtmaterial vid skörd eller betning. I många anlagda våtmarker för kväveretention planerar man dock inte att skörda växterna, utan att denitrifikationen ska stå för det mesta kvävebortförandet. Avgörande för hur mycket kväve som förs bort är hydrologin i området. I våtmarker där flödet går rakt igenom kan kväve lätt föras bort, medan så gott som allt kväve stannar kvar bundet till sediment och vegetation i de

ombrotrofa mossarna (Leonardson, 1994).

Kväveavskiljning i en våtmark sker till största delen genom denitrifikation.Uppgifterna om hur stor andel av kväveretentionen som utgörs av denitrifikation varierar kraftigt i litteraturen. Faktorer som styr denitrifikationen är bland annat tillgång på nitrat som kan omvandlas och tillgång på organiskt kol (Leonardson, 1994). Om andelen nitrat är hög ökar denitrifikationen, men kan då komma att begränsas av tillgången på organiskt kol. Växtlighet i våtmarken ökar tillgången på organiskt kol och bidrar på så sätt till denitrifikationen (Oostrom, 1995). Växterna har flera viktiga uppgifter i våtmarken. Den kanske viktigaste är att transportera ner syre till rötterna som kan läcka ut i sedimenten och ge förutsättning för nitrifikationen. Kunskapsläget idag tyder dock på att andelen syre som frigörs till sedimentet endast är någon procent av det som tas in genom bladen. Organiska ämnen kan läcka från rötterna och utgöra substrat till denitrifikationsbakterierna samtidigt som växterna ökar ytan som mikroorganismerna kan verka på. Enligt Oostrom (1995) svarade växterna direkt eller indirekt för cirka 50% av kväveretentionen. Andra viktiga faktorer för denitrifikationen är pH, temperatur och uppehållstid.

Även sedimentation och växtupptag är av betydelse för kväveretentionen. Leonardson (1994) anger en kvalificerad gissning på att 1-10% av det kväve som växterna assimilerar lagras långsiktigt i förna och sediment. Han presenterar också en annan uppgift som säger att denitrifikationen uppgår till endast 20-30% av kväveretentionen och att sedimentation och upptag av växter skulle svara för 70-85%. Men han påpekar att denitrifikationen kan ha underskattats på grund av brister i mätningarna och att annan forskning tyder på att denitrifikationen kan vara mycket hög. Kunskapen om sedimentationens betydelse för kväveretentionen behöver således förstärkas.

Leonardson (1994) gör en relativ jämförelse mellan de olika formerna av retention i olika våtmarker och kommer fram till att:

• i dammar är denitrifikation och sedimentation viktigt
• i vassområden, åar och på översvämningsängar är denitrifikationen viktig
• i torvmossar utgör växtupptag en stor andel

Denitrifikationen är en viktig process vid kväveretention, och det är viktigt att gynna denitrifikationsbakterierna i våtmarken. Dessa bakterier är nedbrytare av organiskt material, vilket gör att tillgången på organiskt material är en viktig förutsättning för deras aktivitet. Om den mikrobiella nedbrytningen är hög uppstår syrefria mikromiljöer där denitrfikationsprocessen kan äga rum. Ytterligare en förutsättning är naturligtvis att bakterierna har tillgång till nitrat, nitrit eller lustgas som de kan reducera till kvävgas. Förutom ovan nämnda faktorer påverkas denitrifikationen även av pH och temperatur. Denitrifikationen har högst hastighet vid pH 6-8. Vad gäller temperaturen har man funnit denitrifikation vid temperaturer från nära vattnets fryspunkt till över 30° C. Effektiviteten ökar relativt snabbt. Vid en temperaturökning på 10° C ökar hastigheten med 1,5-3 gånger. Vid anläggandet av en våtmark är det viktigt att man tar hänsyn till omgivningsfaktorerna och till exempel inte enbart gynnar denitrifikationen. Detta eftersom det kan bli brist på organiskt material på grund av denitrifierarnas nedbrytning. Dessutom kan organiskt bundet kväve och fosfor frigöras vid nedbrytningen, vilket leder till att ammonium och fosfat läcker ut från våtmarken (Leonardson, 1994).

Kväveretentionen påverkas även av vattenomsättningen i våtmarkerna. Förutom att näringsämnen, partikulärt och löst organiskt material transporteras till och från våtmarken så spelar vattnet en stor roll för diffusionen av de lösta kvävefraktionerna i jord och sediment. Det är viktigt att vattnet strömmar över hela våtmarken och inte i enskilda flöden. Vattnet påverkar även temperaturen i jordar och sediment, vilket påverkar hastigheten på nedbrytning, nitrifikation och denitrifikation. Problem kan uppstå i våtmarkerna på grund av stora säsongs- och mellanårsvariationer i vattenflödet. Vid högt flöde blir uppehållstiden för kort i våtmarken och tidigare sedimenterat material slammas upp och spolas ut från våtmarken. Man bör sträva efter en uppehållstid på 3-5 dygn och en areal på våtmarken som är åtminstone 1-2% av avrinningsområdet. Våtmarken bör vara åtminstone några ha för att vara effektiv (Leonardson, 1994).

Om ej annat anges så kommer materialet i detta avsnitt från Pettersson, 1999.

HBV-N modellen består av den hydrologiska HBV-96 modellen kopplad till kväverutiner för att hantera transformation och transport av kväve i det hydrologiska systemet (Arheimer, 1998) (Figur 3).

HBV- modellen är ett program skrivet i FORTRAN som dels beräknar vattenflöden, dels beräknar retention i mark, vatten och sjöar (dammar). Förkortningen står för Hydrologiska Byrån, Vattenbalansavdelningen. HBV är en begreppsmässig, hydrologisk modell som utvecklades av SMHI under tidigt 70-tal (Bergström, 1976). Att modellen är begreppsmässig innebär att den bara tar hänsyn till de huvudskliga processerna och inte de fullständiga fysikaliska funktionerna. Modellen är dynamisk (har tidsvariation) och är delvis destribuerad. Att den är delvis destribuerad innebär att det finns en uppdelning av avrinningsområdet i höjdzon, vegatationstyp och delavrinningsområden. Modellen behöver dagliga nederbörds- och temperaturvärden och månatliga medelvärden för potentiell evaporation som inputdata för att simulera dagliga värden på avrinningen. Modellen har ett antal fria parametrar, som kalibreras mot uppmätt vattenföring.

HBV- modellen består av en rutin för ackumulation och snösmältning, en rutin för beräknandet av markfuktighet och en rutin för avrinningsrespons. Versionen som används mest idag är HBV-96 (Lindström et al, 1997).

HBV-N modellen simulerar transformationen och transporten av kväve från rotzonen av marken genom grundvatten, åar och sjöar till havet. Beräkningen av kvävekoncentrationer sker genom blandning av vatten med olika koncentrationer i mark, grundvatten och sjöar, såväl som ett antal processer (biologiska, kemiska och fysikaliska) som påverkar koncentrationen i vattendraget. Dessa senare processer kan till exempel vara denitrifikation, biologisk produktion, sedimentation och mineralisering (mikrobiell omvandling av organiska föreningar till oorganiska). Processerna beskrivs konceptuellt i modellen. Organiskt och oorganiskt kväve behandlas separat i beräkningarna och alla beräkningar görs med dagliga tidssteg. Åns avrinningsområde kan delas in i delavrinningsområden, som genom flödesvägar är sammankopplade med varandra.

Läckaget från den omättade zonen till grundvattnet (beräknad av HBV-modellen) ges en kväveläckagekoncentration innan det når grundvattnet. Olika koncentrationer ges till vatten som har sitt ursprung från olika markanvändningskategorier (till exempel skog, ängsmark och olika former av brukad mark). Koncentrationerna för jordbruksmark är beräknade med SOIL-N modellen (Figur 3) från olika kombinationer mellan markanvändning och jordarter. Typvärden från försöksområden har använts från skogsmark. För varje delavrinningsområde så blandas den lokala tillströmningen med tillströmningen av kväve från den rurala populationen och den atmosfäriska depositionen över sjöar (ilakes i HBV-modellen)

i delavrinningsområdet. Biologiska och kemiska processer påverkar koncentrationen av organiskt och oorganiskt kväve innan den lokala tillströmningen från ytan och grundvattnet blandas med vattnet i sjöarna vid delavrinningsområdenas utlopp (olakes) och vatten från uppströms delavrinningsområden. Den atmosfäriska depositionen på utloppssjöarnas yta och utsläpp från punktkällor (industrier och reningsverk), läggs till vattnet och även här påverkar

kemiska, biologiska och fysikaliska processer koncentrationerna. Nettomängden av kvävet vid utloppet till delavrinningsområdet skickas iväg till nästa nedströms delavrinningsområde.

För markanvändningen används data från Lantmäteriets höjd- och markanvändningsbank (500*500 m), som ger bland annat skog, öppen mark och sjö. Från SLU och SCB erhålls jordbruksarealen, som läggs ut på avrinningsområdet. Detta kan ge felkällor då man i det ena fallet utnyttjar fastigheter och församlingar och i det andra fallet använder avrinningsområden. Data för jordbruksläckage erhålls som nämnts ovan från SOIL- modellen och för övriga marker från mätningar i små områden (Arheimer et al, 1997). Typvärden från försöksområden har använts för skogsmark. När det gäller vikten av indata så är i första hand nederbörden viktig för avrinningsberäkningarna, och läckageberäkningar (typhalter eller modellberäkningar med SOIL) och punktkällor viktiga för kväveberäkningarna. Hur känsliga eller korrekta indata är påverkar givetvis också noggrannheten och tillförlitligheten i beräkningarna och resultaten.

En tabell över indata till HBV-N modellen finns i bilaga 1.

Transformationsprocesserna sker i grundvattnet och sjöarna. Ekvationerna för omvandlingsprocesserna baseras på empiriska relationer mellan fysikaliska parametrar och koncentrationsdynamiken.

Olika sorters biogeokemiska processer, som denitrifikation, mineralisering, algproduktion, växtupptag med flera processer påverkar vattnet innan det når vattendraget. Retention och mineralisering som reagerar på den oorganiska kvävekoncentrationen beskrivs i modellen som

där den lokala retentionen är nettoreduktionen i oorganiskt kväve (i kg), locret är en fri kalibrerad parameter, conc_inorg_basin är koncentrationen av oorganiskt kväve i grundvattnet (kg/m³), tmean2 är medelvärdet av lufttemperaturen de senaste två dagarna (° C) och wvolume_basin är volymen grundvatten (d.v.s, volymen vatten i de över och undre responsreservoarerna) (m³). Den lokala retentionen beräknas varje dag som en viss mängd oorganiskt kväve som subtraheras från kvävepoolen i avrinningsområdets grundvatten.

Den biologiska produktionen av organiskt kväve behandlas som:

där den lokala produktionen är den biologiska produktion av organiskt kväve (i kg), locorg är en fri kalibrerad parameter, tmean10 är medeltemperaturen de senaste 10 dagarna (° C), tmean20 är medeltemperaturen de senaste 20 dagarna (° C), ciorg är en viktad koncentration av ooganiskt kväveläckage från regionen (mg/L) och area är delavrinningsområdets area (km²). Ekvationen beskriver en daglig produktion av organiskt kväve som karaktäriseras av att 10-dagars medellufttemperaturen överstiger 20-dagars medellufttemperaturen. När temperaturen minskar, så antas ingen produktion av organiskt kväve ske. Ciorg representerar områdets näringsstatus; ett område som är rikt på näringsämnen har högre biologisk produktion än ett näringsfattigt område.

HBV modellens responsfunktion består av två responsreservoarer. Vatten från markens mättade zon förs in i den övre behållaren från vilken det kan rinna ner till den lägre. Båda reservoarerna bidrar till avrinningen. Kvävet behandlas separat i dessa två grundvattenbehållaren. Ekvationer för retention av oorganiskt och produktion av organiskt kväve som presenterats ovan används separat för de två reservoarerna.

Avrinning som har sitt ursprung från ett avrinningsområde blandas med vattnet i sjöarna och avrinningen från uppströms avrinningsområden. Kväve från punktkällor (industrier, reningsverk) och atmosfärisk deposition på sjöytorna läggs till kvävepoolen. För att simulera korttidsvariationer i den oorganiska kvävekoncentrationen, som förorsakats av hydrologiska förhållanden till större delen under högflöden, så delas sjön in i en aktiv och en passiv volym. Vattnet har en kort uppehållstid i den passiv vattenvolymen, och blandas inte heller med resten av vattnet eller påverkas av biogeokemiska processer. Bidraget till avrinningen från den passiva volymen i sjön i relation till den aktiva beskrivs som:

där ilfact är distributionen mellan avrinning från de passiva och de aktiva volymerna i sjön (dimensionslöst), lakeexp är en fri kalibrerad parameter och qilake är en mått på högflödestillfällen, d.v.s. kvoten mellan den passiva sjövolymen och den totala sjövolymen (dimensionslöst).

I den aktiva delen av sjön, så påverkar biogeokemiska processer koncentrationen av oorganiskt kväve. Sådana processer kan vara denitrifikation, mineralisering och växtupptag. Effekten av dessa processer beskrivs i modellen som:

där sjö retention är nettoförändringen i oorganisk kvävekoncentration från retention och mineralisering i sjön, lakeret är en fri kalibrerad parameter, cilake är koncentrationen av oorganiskt kväve i sjön (kg/m³), tmean5 är medellufttemperaturer under de senaste 5 dagarna (° C) och lakearea är den totala sjöarean i vattendragssystemet (km²).

Produktionen av organiskt material i sjöarna bestäms av temperaturen och näringsstatusen i sjön. Produktionen av organiskt kväve i sjöar beskrivs i modellen som:

där lakeprod är den biologiska produktionen av organiskt kväve i sjön (kg), lakeorg är en fri kalibrerad parameter, tmean10 är medellufttemperaturen under de senaste 10 dagarna (° C), cilake är en ungefärlig koncentration av oorganiskt kväve i sjön (baserad på uppströms markanvändning och omsättningstid i sjön) (kg/m³) och vlake är sjöns volym (m³). Uttrycket för lakeprod kan beskriva en nettoproduktion av organiskt kväve lika väl som en netto reduktion. Om medellufttemperaturen de senaste 10 dagarna överstiger medellufttemperaturen de senaste 20 dagarna så kommer uttrycket för biologisk organisk produktion att vara positivt. Om tmean10 är mindre än tmean20, så reduceras det organiska materialet i sjön med mängden lakeprod då effekten av sedimentation och mineralisering då förväntas att överstiga den biologiska produktionen.

Våtmarker (konstruerade eller naturliga) behandlas i modellen som utloppssjöar. Det kan finnas antingen en våtmark eller en utloppssjö (olake) i varje delavrinningsområde, och detta måste tas hänsyn till när man delar ett avrinningsområde i delavrinningsområden. Våtmarker delas inte in i aktiva och passiva delar, då de antas vara ganska grunda. Därför så sker retentioen av oorganiskt kväve och produktionen av organiskt kväve i hela våtmarksvolymen. Retentionen av oorganiskt kväve i en våtmark beskrivs som:

där wetland retention är den nettoförändring i den oorganiska kvävekoncentrationen i våtmarken (kg), wret är en fri kalibrerad parameter, cilake är den ungefärliga koncentrationen av oorganiskt kväve i våtmarken (baserat på uppströms markanvändning) (kg/m³), tmean5 är medellufttemperaturen under de senaste fem dagarna (° C) och wetland_area är våtmarkens totala area (km²).

Uttrycket för produktionen av organiskt material i våtmarker är lika med uttrycket för utloppssjöar, se ovan.

Transformationsprocesserna som sker i systemet och som beskrivs ovan, kan sammanfattas som:

där

c = koncentrationen av en kvävefraktion

v = grundvattenvolymen, sjö eller våtmark