Maria Karlsson
BESKRIVNING OCH UTVÄRDERING AV
RECIPIENTMODELLEN I DAGVATTENMODELLEN
STORMTAC
EXAMENSARBETE
TRITA-KET-IM 2002:22
STOCKHOLM 2002
INDUSTRIELLT MILJÖSKYDD
KUNGLIGA TEKNISKA HÖGSKOLAN
Distribution:
Industriellt Miljöskydd
Institutionen för kemiteknik
KTH
100 44 Stockholm
Tel: 08 790 8793
Fax: 08 790 5034
TRITA-KET-IM 2002:22
ISSN 1402 7615
KTH/Industriellt Miljöskydd, Stockholm
Förord
Med detta examensarbete, som skrivits i samarbete med Thomas Larm och Mathias Linder på
SWECO VIAK i Stockholm, har jag nu blivit färdig civilingenjör i kemiteknik. Jag vill rikta
varma tack till familj och vänner för allt stöd under studietiden och speciellt Malin Karlsson
och Elisabeth Karlsson för värdefulla tips under färdigställande av rapporten.
Ett stort tack till Thomas för hans stora engagemang i projektet och för att samarbetet har
fungerat så bra.
Västerås, oktober 2002
Maria Karlsson
2
Summary
StormTac is a storm water model for calculation of pollutant transport and dimensioning of
storm water treatment facilities. The model is based on mass balance equations and standard
concentrations based on measured concentrations for different land uses. Examples of
pollutants that may be calculated are phosphorus, nitrogen, lead, mercury, cadmium,
chromium, nickel, zinc, suspended matter, oil and PAH.
The recipient model, one of StormTac´s sub models, makes rough calculations of, for
example, acceptable load and need of purification in lakes in purpose to estimate how much a
pollutant concentration has to be reduced in order to obtain an acceptable level. The aim in
this thesis was to describe, evaluate and make suggestions on development of the recipient
model as a part of the work to have the sub model internationally examined.
A preparatory literature study was made to gain knowledge of processes that control
concentrations of pollutants and to find and describe models for calculation of pollutant
concentrations and acceptable loads in lakes. The literature study was based on material
which was supplied from supervisors, books and articles which were obtained by searching
the Internet and in library catalogues.
A description of the StormTac model, based on model version 2002-05, was written with
focus on the recipient model including description of the model structure and its equations.
The evaluation of the recipient model was accomplished by using the model in a number of
case studies. The lakes of Stora Envättern, Fysingen and Flaten, all situated in the Stockholm
area, were chosen for the study. They are situated highest in their lake systems, have enough
measured recipient data and represents different trophic states, which were the terms that the
lakes had to fulfilled to be included in the study.
The results from the calculations were presented with graphs over estimated purification
efficiencies, sediment loads and need for purification for different contaminants and mean
values from the period of measurements. Additional calculations were made for phosphorus
with the aim to get a notion of the difference in results when measured maximum and
minimum values were used instead of mean concentrations. The results from the case studies
were evaluated by comparing calibrated and uncalibrated results, results for different
contaminants and lakes and at the same time estimating its reasonableness.
The results for Lake Flaten showed a possible internal loading of phosphorus and nitrogen
and most likely a need of purification for both nutrients. In Lake Fysingen the results
indicated a possible need of purification for phosphorus, a probable need of purification for
nitrogen and a possible internal loading of nitrogen, nickel and chromium. The results from
the uncalibrated model most often differed from the calibrated results and sometimes the
differences were relatively big. With this in mind it should be recommended that the recipient
concentrations, which are used in the calibration of the model, should be available to get a
more reliable result.
In the future continuous studies should be made to find a way to obtain a more objective
evaluation of the StormTac-model. A proposition is made in the study to use some of the
equations that were presented in the literature study to calculate sedimentation, diffusion and
resuspension and compare these results to the corresponding net sedimentation/net release
values calculated by the StormTac model. A study to estimate if any of the parameters are
more important than the others and continuous studies on lakes in different trophic states
would also be valuable.
3
Sammanfattning
StormTac är en dagvattenmodell som både kan användas för beräkning av
föroreningstransporter och för dimensionering av dagvattenanläggningar. Modellen är baserad
på massbalanser och schablonhalter grundade på uppmätta halter för ett flertal
markanvändningar. Exempel på föroreningar som kan beräknas i modellen är fosfor, kväve,
bly, kvicksilver, kadmium, krom, zink, suspenderat material, olja och PAH.
Recipientmodellen, som är en av submodellerna i StormTac, gör överslagsmässiga
beräkningar av t.ex. acceptabel belastning och reningsbehov i sjöar med syfte att bedöma hur
mycket en föroreningshalt måste reduceras för att nå en önskvärd nivå, som är rimlig med
hänsyn till åtgärder. Syftet med examensarbetet var att beskriva, utvärdera och ge förslag på
utveckling av, den nyligen framtagna, recipientmodellen som ett led i arbetet att få denna
submodell internationellt granskad. En förberedande litteraturstudie gjordes för att hämta
kunskaper om processer som styr föroreningshalter i sjöar samt hitta och beskriva modeller
för beräkning av föroreningshalter och belastningsgränser i sjöar. Litteraturstudien baserades
på material som tillhandahölls av handledare och böcker/artiklar som togs fram genom
sökning på Internet och i bibliotekskataloger. En beskrivning av StormTac-modellen, med
tyngdpunkt på recipientmodellen, skrevs i vilken uppbyggnaden av modellen och de ingående
ekvationerna presenterades. Den programversion av StormTac som låg till grund för
modellbeskrivningen och som tillämpades vid utvärderingen av recipientmodellen var
StormTac version 2002-05. Utvärderingen av recipientmodellen genomfördes genom att
använda modellen för ett antal fallstudier. Stora Envättern, Fysingen och Flaten var de tre
Stockholmssjöar som valdes ut; de ligger alla högst upp i sitt sjösystem, hade tillräckligt med
kända recipientkoncentrationer och representerar olika trofigrader vilket var kraven för att
inkluderas i studien. Resultatet från beräkningarna presenterades genom diagram över
sjöarnas uppskattade reningseffektiviteter, sedimentbelastningar och reningsbehov för olika
ämnen, års- och periodmedelvärden. För fosfor genomfördes extra beräkningar för att ge en
uppfattning om hur mycket resultaten skilde sig mellan det som beräknats med medelvärden
jämfört med det som beräknats med olika extremhalter. Resultaten utvärderades genom att
jämföra resultaten mellan föroreningar och sjöar och bedöma dess rimlighet samt värdera
skillnaderna mellan okalibrerade och kalibrerade värden. Resultaten visade på trolig
internbelastning av fosfor och kväve samt ett sannolikt reningsbehov för båda näringsämnena
i Flaten. För Fysingen indikerade resultaten ett möjligt reningsbehov för fosfor, ett troligt
reningsbehov för kväve samt möjlig internbelastning av kväve, nickel och krom. Den
okalibrerade modellens värden skilde sig ofta och ibland mycket från de kalibrerade vilket
tyder på att recipientkoncentrationen, som används vid kalibreringen, bör vara känd för att få
ett så tillförlitligt resultat som möjligt. I framtiden bör fortsatta studier inrikta sig på att ta
fram metoder för mer objektiv utvärdering av StormTac-modellen - det förslag som läggs
fram i examensarbetet är att använda de ekvationer som beskrivs i litteraturstudien för att
beräkna sedimentation och resuspension för att sedan jämför dessa med de
sedimentationsvärden som beräknats med hjälp av StormTac. En känslighetsanalys skulle
vara värdefull för att undersöka vilken parameter som är mest betydande för resultatet, likaså
fortsatta studier på sjöar med olika trofigrader för att bedöma eventuella skillnader i resultat.
4
Innehållsförteckning
Förord ......................................................................................................................................... 2
Summary .................................................................................................................................... 3
Sammanfattning ......................................................................................................................... 4
Innehållsförteckning................................................................................................................... 5
1. Inledning................................................................................................................................. 7
1.1 Bakgrund .......................................................................................................................... 7
1.2 Syfte och problemformulering ......................................................................................... 7
1.3 Läsanvisningar ................................................................................................................. 8
2. Teori ....................................................................................................................................... 9
2.1 Miljöeffekter..................................................................................................................... 9
2.2 Processer som styr föroreningshalter i sjöar .................................................................. 10
2.2.1 Flöde........................................................................................................................ 10
2.2.2 Dispersionsprocesser............................................................................................... 10
2.2.3 Vattenrörelser .......................................................................................................... 11
2.2.4 Temperatur .............................................................................................................. 11
2.2.5 Termisk spärr........................................................................................................... 11
2.2.6 Syremättnad............................................................................................................. 12
2.2.7 Sedimentations- och resuspensionsprocesser.......................................................... 12
2.3 Fosfors och kväves kretslopp i sjöar .............................................................................. 12
2.4 Metallers kretslopp i sjöar .............................................................................................. 14
2.5 Modellering av föroreningshalter i sjöar ........................................................................ 14
3. Metod ................................................................................................................................... 24
3.1 Undersökningsmetoder................................................................................................... 24
3.2 Definitioner .................................................................................................................... 24
4. Beskrivning av StormTacmodellen...................................................................................... 25
4.1 Avrinningsmodellen ....................................................................................................... 26
4.1.1 Dagvattenflöde ........................................................................................................ 26
4.1.2 Bas/grundvattenflöde .............................................................................................. 28
4.2 Föroreningstransportmodellen ....................................................................................... 30
4.2.1 Dagvattenföroreningar ............................................................................................ 30
4.2.2 Bas/grundvattenföroreningar................................................................................... 33
4.3 Utjämnings- och reningsmodellen ................................................................................. 34
4.4 Recipientmodellen.......................................................................................................... 34
4.4.1 Obligatoriska indata ................................................................................................ 34
4.4.2 Recipientklassificering i StormTac ......................................................................... 35
4.4.3 Övrig indata............................................................................................................. 37
4.4.4 Resultat.................................................................................................................... 39
4.4.5 Beräkningar ............................................................................................................. 41
4.4.6 Alternativa beräkningar........................................................................................... 46
5. Beskrivning av fallstudier .................................................................................................... 50
5.1 Stora Envättern............................................................................................................... 50
5.2 Fysingen ......................................................................................................................... 52
5.3 Flaten.............................................................................................................................. 54
6. Resultat från fallstudier ........................................................................................................ 56
6.1 Belastning till sedimenten .............................................................................................. 56
6.2 Reningseffektiviteter ...................................................................................................... 60
6.3 Reningsbehov ................................................................................................................. 64
5
6.4 Jämförelser av resultat från beräkningar med medel- och extremvärden ...................... 68
7. Diskussion och slutsatser ..................................................................................................... 70
Referenslista ............................................................................................................................. 73
Bilaga 1.
Parameterlista ...................................................................................................... 75
Bilaga 2.
Resultattabeller.................................................................................................... 77
Bilaga 3.
Sammanställning och beräkning av resultat....................................................... 89
6
1. Inledning
1.1 Bakgrund
Problemet med spridning av föroreningar via dagvatten har blivit alltmer aktuellt under de
senaste åren och det finns en växande trend att bygga behandlingsanläggningar för att
avlägsna dessa förorenande substanser ur dagvattnet innan det når recipienten. De flesta
modeller, som kan användas för att kvantifiera föroreningsflöden och dimensionera
behandlingsanläggningar, är komplexa och saknar anpassning till svenska förhållanden. Det
saknas dessutom ett integrerat verktyg som samtidigt kan kvantifiera flöden och användas vid
design av anläggningar. Det var detta som föranledde utvecklingen av StormTac-modellen.
StormTac (Larm, 2000 och (1)) är en dagvattenmodell för beräkning av föroreningstransport
till sjöar och dimensionering av dagvattenbehandlingsanläggningar. Modellen är baserad på
massbalanser och schablonhalter grundade på uppmätta halter för olika markanvändningar.
StormTac består av ett antal submodeller och användaren kan välja mellan mer eller mindre
detaljerade beräkningar beroende på tillgänglig data och syfte med studien. Exempel på
föroreningar som kan beräknas i modellen är fosfor, kväve, bly och andra metaller, olja,
suspenderat material och PAH.
Några av de uppgifter som StormTac kan lösa är:
• beräkning av dagvattenflöden, koncentrationer och mängder av föroreningar i
utsläppspunkterna till en recipient
• jämförelse mellan uppmätta och beräknade data
• identifiering av de största föroreningskällorna och utsläppsplatserna till en recipient
• uppskatta acceptabla belastningar och den föroreningsreduktion som erfordras
• välja, utforma och dimensionera anläggningar för rening och utjämning av dagvatten
• uppskatta effektiviteten av den dimensionerade anläggningen
1.2 Syfte och problemformulering
StormTac-modellen har använts på ett antal olika fallstudier, både i förstudier och mer
detaljerade undersökningar, med tillfredsställande resultat. Huvudmetodiken i StormTac är
internationellt granskad men den senast utvecklade submodellen, recipientmodellen, är det
ännu inte. Recipientmodellen gör överslagsmässiga beräkningar av t.ex. acceptabel belastning
och reningsbehov i sjöar med syfte att bedöma hur mycket en föroreningshalt måste reduceras
för att nå en önskvärd nivå, som är rimlig med hänsyn till åtgärder. Syftet med projektet är att
beskriva, utvärdera och ge förslag på utveckling av recipientmodellen som ett led i arbetet att
få den internationellt granskad.
Huvudmål med projektet är att utvärdera recipientmodellen i StormTac genom att använda
den för ett antal olika sjöar och ge förslag på vidare utveckling av recipientmodellen.
Delmål är att:
-
I en förberedande litteraturstudie hämta kunskaper om processer som styr
föroreningshalter samt hitta och beskriva modeller för beräkning av föroreningshalter
och belastningsgränser i sjöar. Litteraturstudien redovisas i kapitel 2.
7
-
Presentera en beskrivning av StormTac-modellen, med tyngdpunkt på
recipientmodellen, i vilken uppbyggnaden av modellen och de ingående ekvationerna
ska redovisas
-
Använda StormTac-modellen i fallstudier på några olika sjöar, utvärdera resultatet
samt ge förslag på ändringar. Frågeställningar som ska försöka besvaras i samband
med fallstudierna är:
• Hur väl fungerar StormTac-modellen?
• Fungerar StormTac-modellen olika bra på olika sorters sjöar?
-
Granska de delar av recipientmodellen som ännu inte granskats internationellt samt ge
förslag på eventuella ändringar
1.3 Läsanvisningar
Rapporten inleds med en teoridel där litteraturstudien presenteras. Den inkluderar beskrivning
av de processer som är aktuella för modellering av föroreningshalter i sjöar samt de
modellekvationer och parametervärden som hittats i litteraturen. Därefter följer
metodbeskrivning, modell- och fallbeskrivningar samt resultat- och diskussionskapitel.
Litteraturreferenser anges med författare och år inom parentes och Internetbaserade referenser
anges med siffra inom parentes med hänvisning till referenslistan.
8
2. Teori
Litteraturstudien gjordes för att få kunskap om processer som styr, och modeller som
beräknar, föroreningshalter i sjöar med målet att hitta nya modellekvationer och
parametervärden att kunna jämföra med befintliga sådana i StormTac. Dess innehåll redovisas
nedan och ligger till grund för den granskning av recipientmodellen som görs i slutet av
rapporten. Under utförandet av litteraturstudien var särskilt viktiga ekvationer och
parametervärden sådana som gäller sedimentationsprocesser eftersom ytterligare kunskap
inom detta område är värdefull för den fortsatta utvecklingen av StormTac-modellen.
Litteraturstudien baserades på litteratur som tillhandahölls av handledarna samt
böcker/artiklar som togs fram genom sökning på Internet och i bibliotekskataloger.
2.1 Miljöeffekter
Dagvattens innehåll av miljöstörande ämnen beror till stor del av avrinningsområdet och dess
utseende. I StormTac-modellen inkluderas näringsämnen, metaller, suspenderat material, olja,
PAH och BaP (en PAH). Nedan diskuteras några av föreningarnas miljöeffekter.
Människans utsläpp av näringsämnena N och P har gjort att många av de ursprungligen
oligotrofa sjöarna idag utvecklas till måttligt eutrofa eller mesotrofa. De redan eutrofa sjöarna,
som fått vidare tillskott av näringsämnen, har ytterligare ökat sin produktion och den
minskade relativa nedbrytningen i sjön genererar gyttjelager och igenväxning. Sjöarnas
ekosystem rubbas till följd av den förändrade näringstillförseln och den biologiska
mångfalden förändras, ofta till fördel för ett fåtal, dominerande arter. Ett aktuellt exempel på
detta är den ökande frekvensen av algblomningar under sommarhalvåren då de blågröna
algerna blir framträdande och frigör giftiga ämnen i vattnet till skada för djurliv och badande
(Brandt, Gröndahl, 2000).
Flertalet metaller, t.ex. Cu, Fe, Mn, K och Ca, är livsnödvändiga för många organismer och i
små koncentrationer ingår de i ett flertal biologiska processer (Brandt, Gröndahl, 2000). En
tumregel för giftiga ämnen är att de minst farliga elementen uppträder med de högsta
koncentrationerna i naturen och tvärtom. Ämnen som uppträder på ppb-skalan är Hg och Cd
och är alltså giftigare än de som återfinns på ppm-skalan som t.ex. Cr, Cu, Ni, Pb och Zn. I
höga koncentrationer är metaller farliga, både för växt- och djurliv, och generellt sett är
metallers toxicitet högre för joniska föreningar och ökar proportionellt med oxidationstalet
(Håkansson, 1999).
Metaller kan ha direkt giftverkan om växter och djur utsätts för tillräckligt höga
koncentrationer men oftast ser man skadeverkningar på längre sikt. Metaller är som
grundämnen icke- nedbrytbara och kan därför, om de är biologiskt tillgängliga genom att ingå
i organiska, fettlösliga föreningar, bioackumuleras i näringskedjan. Detta leder till höga
koncentrationer i de konsumenter som hittas högst upp i näringskedjan. Skadliga doser av
metaller kan bland annat ge fortplantningsstörningar, genetiska förändringar, skador på
centrala nervsystemet och njurskador. Genom att binda till andra, icke-organiska föreningar
kan metallens toxicitet kamoufleras och partikelbundna metaller avlägsnas från sjövattnet
genom sedimentering. Metaller som tagits upp av växter och djur i olika former blir
tillgängligt för andra organismer när de dör (Brandt, Gröndahl, 2000).
9
Oljans främsta effekter på sjöars ekosystem är, som i fallet med metallerna, den långsiktiga
påverkan. Exempel på skador är förändringar i organismers fysiologi, beteendemönster,
fortplantningsförmåga och långsiktig överlevnad (2).
Organiska miljögifter, som PAH, tillhör den grupp ämnen som är biologiskt tillgängliga och
som ackumuleras i näringskedjan. De anses kunna vara orsaken till många olika
skadeverkningar, bland annat ökad cancerrisk, fortplantningsstörningar, genetiska
förändringar och skador på immunförsvaret (Brandt, Gröndahl, 2000).
2.2 Processer som styr föroreningshalter i sjöar
Ett flertal faktorer spelar roll för hur höga föroreningshalterna i sjöar blir och hur stora
miljöeffekterna blir i förlängningen. Föreningarnas naturliga kretslopp och benägenhet att
delta i biologiska och kemiska processer i sjön avgör ofta hur mycket av föreningen som blir
kvar i sjövattnet men detta beror, i sin tur, också på vattnets egenskaper. Sjöns temperatur,
reduktionsoxidationspotential och pH är några viktiga parametrar som styr hur stor del av
föreningen som blir tillgänglig i vattnet. Sjöns utseende, flödesförhållanden,
dispersionsprocesser, temperatur och de initiala blandningsförhållandena är faktorer som är av
betydelse för hur spridningen av föroreningar från källan ut till recipienten sker.
Blandningsförhållandena kan påverkas genom utsläpp avfallsvattnet på olika djup eller genom
att använda olika diffusorer så till sist beror effekterna mycket på vattnet självt och dess
fysikaliska egenskaper (Welch, 1992).
2.2.1 Flöde
Beroende på vattenpartiklarnas rörelse kan flödet vara laminärt eller turbulent. Vid laminärt
flöde är vattenrörelsen regelbunden och horisontal. De separata lagren flödar ovanpå varandra
utan att blandas och den blandning som sker är på molekylär nivå. Laminärt flöde uppstår när
vattenhastigheten är låg och/eller om flödet är nära ett underliggande fast, glatt material. Detta
är mycket sällsynt i naturen. Vid turbulent flöde sker vattenrörelsen oregelbundet vilket
skapar blandande ”eddierörelser” (vattenhastigheten varierar kraftigt både i horisontell och i
vertikal riktning) (Welch, 1992).
Strömningsförhållandena och hastighetsmönstren i förhållande till depositions- och
resuspensionsprocesserna i sjön är lika viktiga som dispersionsprocesserna och den initiala
blandningen vid utsläppet. I en långsam, laminär ström kan föroreningarna transporteras flera
kilometer utan att blandas på makroskalan medan en snabbt strömmande turbulent flöde kan
ge total omblandning inom 10 m efter källan (Welch, 1992).
2.2.2 Dispersionsprocesser
I princip är det möjligt att dela in processerna i småskaliga och storskaliga fenomen. Den
småskaliga diffusionen sker i närheten av föroreningskällan medan de storskaliga processerna
är förknippade med de djupa delarna av sjön (Welch, 1992).
En fullständig omblandning är nästan helt beroende av mottagarvattnets hastighet då
diffusionskoefficienterna beror av denna. En snabbt flödande ström har alltid en hög grad av
turbulens och ett insläpp av vatten kan homogent distribueras i hela vattenmassan efter endast
ett par hundra meter. Hur tidigt efter källan man uppnår total blandning beror på hur
föroreningarna kommer in och storleken på strömmen. I ett turbulent flöde spelar det inte så
stor roll om föroreningarna dispergerar som en koncentrerad stråle eller genom
diffusionsprocesser, tvärsnittsflödet kommer ändå snart vara homogent. Andra effekter ses när
10
föroreningsbelastningen är mycket hög eller vid icke-turbulenta förhållanden då fläckar med
höga koncentrationer kan uppkomma (Welch, 1992).
Dispersion och blandning i sjöar motverkas av stora densitetsskillnader men accelereras av
vind och strömmar i det öppna vattnet.
2.2.3 Vattenrörelser
Vinden orsakar vågor på ytan av vattnet p.g.a. friktionen mot vattnet. En kontinuerlig
vattentransport i en riktning på ytan kompenseras genom transport i motsatt riktning vilket
ofta händer i djupare delar av sjön (Welch, 1992).
2.2.4 Temperatur
Årstidsändringar i sjöar p.g.a. temperaturväxlingar kan förekomma i subtropiska områden,
speciellt i bergiga sådana, men är vanligast och mest omfattande i midlatitud-områden dit
Sverige tillhör (Welch, 1992). På dessa breddgrader uppstår under vinter och sommar en
temperaturskiktning av vattnet i sjöar med minst fem-åtta meters djup (Skoog, 2000).
Vatten har störst densitet vid 4°C och sjövatten som på höst och vinter, innan isläggning, når
ner till denna temperatur sjunker till botten. När hela vattenmassan kylts till 4 grader kan den
kylas ytterligare mot fryspunkten och en densitetsgradient uppstår med det kallaste vattnet
närmast isen när sjön har gått in i vinterstagnation. Om sjön inte är istäckt under
vinterstagnationen delas vattnet in i tre lager: epilimnion, det övre skiktet som har fortsatt
fullständig omblandning även under stagnation, termoklin, det vattenlager där
densitetsgradienten återfinns och hypolimnion, det understa vattenskiktet (Skoog, 2000).
I samband med islossningen värms vattnet gradvis upp och när hela vattenmassan nått 4°C
krävs mycket litet vindenergi för att börja blanda vattenmassan. Sjön har en
cirkulationsperiod. Under sena våren och sommaren värms ytvattnet upp snabbare än det
djupare vattnet och får lägre densitet än övriga vattenmassan. Densitetsskillnaderna i vattnet
ökar med stigande utetemperatur och till slut har temperaturen vid ytan ökat så mycket att
vinden inte längre förmår att röra om, sommarstagnationen inträder. Under sensommaren och
hösten sjunker ytvattentemperaturen successivt och när hela vattenmassan åter uppnått
homogen temperatur förmår vinden att blanda om vattnet igen och höstcirkulationen infaller
(Skoog, 2000).
Temperaturskillnader i sjön skapar densitetsgradienter i vattenmassan som kan hämma de
turbulenta hastighetsvariationerna. Vattenutbytet mellan lagren blir svagare eller upphör helt
vilket beror på att energin för att flytta lättare lager ner och tyngre lager uppåt ökar med
ökande densitetskillnader. De bästa förutsättningarna att uppnå låga koncentrationer av en
förorening i en sjö uppstår vid de normala vår- och höstcirkulationsperioderna. Under
sommarstagnationen kan inflödande vatten stanna på ytan om densiteten är lägre än den i
sjön. Om densiteten är högre dyker det inflödande vattnet ner till lager med samma densitet,
oftast till det övre lagret av termoklinen. När små skillnader i temperatur föreligger mellan
sjön och inflödande vatten kan en liten ökning i lösta substanser räcka för att orsaka att flödet
rör sig mot nedre lager. Att inströmmande vatten sjunker ända ner till bottennära lager sker
företrädelsevis på vintern då det är vanligt att inflödande vatten ansamlas i djupare delar av
sjön och inte blandas förrän vårfloden kommer (Welch, 2000).
2.2.5 Termisk spärr
11
En speciell typ av cirkulation som är vanliga i skiktade sjöar under våren och teoretiskt också
under hösten orsakas av ojämn upphettning av vattnet. Om genomsnittstemperaturen i hela
sjöns vattenvolym är under 4°C och uppvärmningen under våren är snabb kan
uppvärmningshastigheten vara större i vatten på grundare djup än vatten nära stranden. De
djupa pelagiska delarna kommer ha temperaturer på eller nära 4°C. I övergångszonen mellan
de höga temperaturerna i kustområdet och de kalla öppna vattnet kommer det att finnas en zon
med horisontal temperaturgradient. Denna zon flyttar sig långsamt från strandnära områden
till öppna vattnet. Varaktigheten av en sådan här process kan skilja från dagar upp till
månader beroende på sjöns storlek och skillnader i uppvärmning. Modellering av den
termiska spärren har visat nedåtgående rörelse på sjösidan av spärren och uppåtgående rörelse
i det varma vattnet. Den termiska spärren är av betydelse i avloppsvattenhantering då det
varma vattnet gärna blir fast nära stranden (Welch, 2000).
2.2.6 Syremättnad
Temperaturen är den mest betydande faktorn för hur mycket syrgas som finns löst i vatten, ju
kallare vatten desto mer syrgas kan det hålla i lösning. Syremättnaden är förhållande mellan
den mängd syre som finns löst i vattnet jämfört med vad som teoretiskt kan lösa sig i vatten
av samma temperatur. Syremättnaden bestäms dels av fysikaliska faktorer dels av biologiska
processer (Skoog, 2000).
Syre produceras vid algernas fotosyntes i det övre vattenskiktet. Det fysikaliska utbytet med
atmosfären sker främst genom att vinden orsakar strömningar i vattnet som gör att syret löses
snabbt. Strömningarna är en förutsättning för ett effektivt syrgasutbyte eftersom ren diffusion
av syre i vatten sker mycket långsamt. På djupare vatten överväger i stället konsumtionen av
syre på grund av nedbrytningsprocesserna av döda växt och djurrester (Skoog, 2000).
Högst upptag av syre uppnås i cirkulationsperioderna då vattenmassan uppnår 100 %
syremättnad. Under stagnationsperioderna hindras nedblandningen av syre till hypolimnion av
temperaturgradienten. Epilimnion kommer hela tiden ha hög syremättnad medan hypolimnion
får klara sig med det syre som tillförts den senaste cirkulationsperioden. Om vintern gör att
sjön täcks med is hindras syresättningen även till epilimion (Skoog, 2000).
2.2.7 Sedimentations- och resuspensionsprocesser
Sedimentationsprocesserna påverkas av erosion av näringsrik jord från avrinnningsområdena
och resuspension av bottenmaterial med höga koncentrationer av näringsämnen, gifter,
metaller eller andra föroreningar som har betydande ekologiska effekter. Strandzonerna i sjön
karaktäriseras av grovt sediment medan djupare centrala delar är depositionsområden för
finare sediment. I stora sjöar dominerar krafter som vind och vindinducerade strömmar men i
små sjöar kan inflödande vatten dominera sedimentationsprocesserna. Det generella kravet för
sedimentation av mycket fint material är att vattenmassan är helt stilla eller att de fysikaliskkemiska förhållandena gynnar flockning av material (Welch, 1992).
Sjöar kan vara källor eller sänkor för föroreningar beroende på balansen mellan sedimentation
och resuspension. I de flesta fall fungerar sjöar som sänkor och sedimentationen kommer att
medföra en reducerande effekt på föroreningskoncentrationen i sjövattnet. Att föroreningarna
en gång sedimenterat innebär dock inte att de permanent kommer att stanna kvar i
sedimentenlagren, vid ändrade förhållanden kan resuspension överstiga sedimentation och
sjön bli då internbelastad (Larm, 1996).
2.3 Fosfors och kväves kretslopp i sjöar
12
Källor för fosfor i vattenekosystem är förutom olika former av avloppsvatten erosion från
brukat eller obrukat land. Fosfor används i växter och mikroorganismer som tar upp den lösta,
oorganiska formen av ämnet och använder detta i sin metabolism. En del av fosforn som tas
upp av växt- och djurliv omvandlas till organiskt fosfor, i partikelbunden eller löst form,
genom utsöndring eller död. Dessa fosforföreningar kan gå tillbaka till den oorganiska, lösta
formen genom nedbrytning av bakterier (Welch, 1992).
De partikelbundna formerna av fosfor deltar i sedimentationsprocesserna och en stor del blir
kvar permanent i sedimentet. Beroende på de fysikalisk-kemiska förhållandena i sedimenten
kan dock delar av den sedimenterade fosforn släppas ut till ovanliggande vatten. Utbytet av
fosfor mellan sediment och vatten i en sjö beror på ett flertal faktorer. Bland de viktigare är
syretillgången, pH och vattenutbytet eftersom dessa påverkar diffusion och transport samt
temperaturen eftersom denna påverkar produktivitet och relativa andelar fosfor som är bundet
till Fe, Al, Ca och organiskt material i sedimenten (Welch, 1992).
I färskvatten är fosfor oftast den tillväxtbegränsande faktorn och sjöar är vanligen
fosforsänkor i det långa loppet, oavsett om de är grunda eller djupa, syrerika eller syrefattiga.
Även om sedimenten mestadels fungerar som en fosforsänka kan den fungera som källa under
vissa delar av året. Den mest betydelsefulla processen som styr när och i hur hög grad sjön
kommer att fungera som källa är järns reduktionsoxidationsprocess. Skiktade syrerika sjöar
erhåller generellt sett lite fosfor från sedimenten eftersom järn alltid oxideras och effektivt
binder fosfor. Skiktade sjöar som har ett syrefattigt hypolimnion och oskiktade sjöar som
upplever alternerande lugna och blåsiga perioder under sommaren kan dock komma att
erhålla en del fosfor från sedimenten. Detta eftersom järnet vid låga syrehalter reduceras och
inte längre binder fosfor (Welch, 1992). Andra processer som förser vattenmassan med fosfor
från sedimenten är dekomposition av makrofyter, bioturbation (turbulens orsakad av
organismernas rörelse i ytsedimenten), utsöndring av fiskar m.fl. Höga fosfatkoncentrationer i
bottenvattnet tillsammans med en ökande fosfatkoncentrationsgradient med sedimentdjupet
tyder på eutrofi och en stor internbelastning av fosfat (Larm, 1996). Fotosyntetiskt orsakat
högt pH och återvinningsprocesser i vattnet minskar sedimentationen (Welch, 1992).
Kväve återfinns till största delen i naturen som atmosfärisk kvävgas (N2) och innan det kan tas
upp av växter måste den göras biologiskt tillgänglig. Nitrat (NO3-) är den vanligaste formen
av kväve som tas upp av vattenväxter men även ammoniumformen (NH4+) används. Genom
mikrobiell fixering omvandlas kvävgas (N2) till ammoniak (NH3), som i vattnet föreligger
som ammoniumjoner (NH4+). Vid syrerika förhållanden omvandlar bakterier
ammoniumjonerna (NH4+) till nitratjoner (NO3-) genom nitrifikation och vattenväxterna får på
så sätt sin kvävekälla. I avsaknad av syre sker reaktionen åt andra hållet och bakterierna
omvandlar nitrat (NO3-) till kvävgas (N2) genom denitrifikation. Ju mer produktiv en sjö är
desto större är chansen att syrehalten når låga nivåer som gynnar denitrifikation vilket leder
till kväveförluster från sjön (Welch, 1992).
Kvävefixering från atmosfären görs, förutom av mikroorganismer, också av blågröna alger.
Processen är dock mycket energikrävande och blir inte fördelaktig förrän nitrat (NO3-) och
ammonium (NH4+) saknas helt, det vill säga vid låga syrehalter och hög produktion. När det
tillgängliga kvävet är slut kan algerna börja dominera och kan då komma att ansvara för en
stor del av kvävetillförseln i näringsrika system. I låg eller medelproducerande system avtar
inte det oorganiska kvävet tillräckligt för att erbjuda en fördel för kvävefixering (Welch,
1992).
13
Totalt sett kommer det att finnas färre källor för fosfor än för kväve i sjöar. Sedimentation är
en mer effektivt borttagande process för fosfor än för kväve i de flesta vattenekosystemen
p.g.a. den starka bindningskapaciteten hos oorganiska metallkomplex och organiskt material
för fosfat. Även om en del av den sedimenterade fosforn återvinns vid vissa processer
kommer den totala effektiviteten i sådan återvinning inte vara speciellt stor. Kväve bildar
nitrat och ammonium som har hög löslighet och som är relativt obenägna att delta i
oorganiska processer jämfört med fosfat, ammoniak kan dessutom släppas från sedimenten
under anaeroba förhållanden. Med anledning av ovanstående resonemang är fosfor vanligtvis
mindre tillgänglig i sjöar än kväve och blir därmed den tillväxtbegränsande faktorn. Kväve
kommer förmodligen vara begränsande bara i mycket produktiva och näringsrika system
(Welch, 1992).
2.4 Metallers kretslopp i sjöar
Metaller kan släppas ut till vatten i olika former och toxiciteten beror just mycket på vilken
form den föreligger i och om den är biologiskt tillgänglig. På samma sätt som fosfor gärna
bildar komplex med järn binder även sulfider, hydroxider och karbonater till metaller och
kamouflerar den potentiella giftverkan på detta sätt. Partikelbundna metaller sedimenterar
medan organiska föreningar, som också komplexbinder metaller, kan göra metallerna
biologiskt tillgängliga med upptag i växter och djur som följd. Vattnets kemiska egenskaper
och sedimentens innehåll spelar en betydande roll för vilken form metallerna befinner sig i,
lösligheten för de flesta tungmetaller ökar med sjunkande pH och metaller som tidigare varit
bundna, t.ex. i sedimenten, kan börja recirkuleras om pH sjunker eller
reduktionsoxidationspotential stiger (Håkansson, 1999).
2.5 Modellering av föroreningshalter i sjöar
Variabler som används vid modellering av miljösystem kan delas in i två kategorier
(Håkansson, 1999):
-
variabler där sjöspecifika data ofta finns tillgänglig, t.ex. sjövolym, medeldjup,
tillflöden och utflöden m.fl.
variabler där generella värden används då sjöspecifika data saknas, t.ex.
sedimenteringsgrad och internbelastning
Variablerna i den första kategorin är ofta lätta att mäta och den experimentella osäkerheten
bidrar inte nämnvärt till modellens totala osäkerhet. Den andra kategorin variabler är ofta
svåra att bestämma för varje specifikt system och kan bidra signifikant till modellens
osäkerhet om inte validerade och tillförlitliga submodeller för framtaganden av deras värden
har etablerats i kritiska tester (Håkansson, 1999).
Kritiskt validerade modeller med breda tillämpningsområden och hög prediktiv säkerhet är
dessvärre svåra att utveckla. För att få praktiskt användbara modeller utnyttjas därför ofta s.k.
kollektiva parametrar. De kollektiva parametrarna förenar effekter av olika faktorer som
påverkar processerna i ett ekosystem. Exempel på sådana parametrar är metallers
migrationshastigheter från vatten till sediment och markgenomsläpplighetskoefficienter för
radioaktiva nukleider från avrinningsområde till vattenmassa. Trots att man eliminerar vissa
processer eller bakar ihop flera delprocesser i en parameter har det visat sig att modeller som
baseras på kollektiva parametrar har relativt låg osäkerhet. En svår men viktig uppgift är att
välja bort processer som bidrar mer till den totala osäkerheten än till den prediktiva styrkan
hos modellen (Håkansson, 1999).
14
StormTac är ett verktyg som utvecklats för dimensionering av behandlingsanläggningar för
dagvatten och en av de viktigare faktorerna som, om den inte tas med i beräkningarna, kan
motverka effekten av behandlingen är huruvida sjön är internbelastad eller inte. Därför ligger
fokus i detta avsnitt på modellering av processer som transporterar föroreningar till och från
sedimenten.
Modellering av föroreningshalter i sjöar börjar ofta med en uppställning av massbalansen för
sjön. Om sjön betraktas som en tankreaktor och ett antagande om steady-stateförhållanden
görs erhålls efter bearbetning uttrycket (Håkansson, 1999):
C=
Q × C in
(Q + KT × V )
C
(1)
föroreningskoncentration i sjön, ofta satt till samma värde som
utflödeskoncentrationen [kg/m3]
vattenflödet till sjön [m3/s]
föroreningskoncentration från tillflöden [kg/m3]
nettosedimenteringsgrad [/s]
sjöns volym [m3]
Q
Cin
KT
V
Vattnets omsättningstid, Tw [s], definieras som kvoten mellan sjöns volym, V, och flöde, Q,
vilket ger (Håkansson, 1999):
C=
C in
(1 + KT × Tw)
Cin
KT
Tw
(2)
föroreningskoncentration från tillflöden [kg/m3]
nettosedimenteringsgrad [/s]
sjöns omsättningstid [s]
Ekvationen kan tyckas vara enkel men ger ofta otillfredsställande resultat. Kunskaper om
nettosedimenteringsgraden (KT) är ofta svåra att få fram eftersom det bara är partikelbundet
material som deltar i sedimentationen och KT är variabel. Dessutom krävs data om totala
föroreningskoncentrationen vilket är mindre komplicerat att ta fram men kostsamt eftersom
även denna parameter är variabel (Håkansson, 1999).
I den första belastningsmodellen för fosfor i sjöar, Vollenweider -68, ändrades
massbalansekvationen i (2) något genom att utesluta KT och kompensera med en empirisk
faktor, vilket gav bättre prediktivt resultat (Håkansson, 1999):
CTP =
CTP
CTP,in
Tw
CTP ,in
(1 + Tw )
(3)
totalkoncentration av fosfor i sjön [kg/m3]
totalkoncentration av fosfor från tillflöden [kg/m3]
sjöns omsättningstid [s]
Ekvationen utvecklades vidare (OECD -82) och resultaten förbättrades ytterligare med hjälp
av ekvation (4) (Håkansson, 1999):
15
⎛ CTP ,in ⎞
⎟
= 1.55 × ⎜⎜
⎟
⎝ (1 + Tw ) ⎠
CTP
0.82
(4)
totalkoncentration av fosfor i sjön [kg/m3]
totalkoncentration av fosfor från tillflöden [kg/m3]
sjöns omsättningstid [s]
CTP
CTP,in
Tw
Värt att notera är att dimensionsanalyser av ekvationerna (3) och (4) inte kommer att stämma
eftersom massbalansuttrycket utvecklats empiriskt varmed en del av den fysiska betydelsen
tappas (Personlig kontakt med Håkansson).
Flertalet nackdelar finns med denna typ av modeller (Håkansson, 1999):
-
de skiljer inte mellan biotillgängligt och ickebiotillgängligt fosfor
de tillhandahåller inte direkta, kvantitativa länkar till ekologiska effektvariabler
de använder medelvärden
de behandlar sjöns omsättningstid på ett förenklat sätt
de inkluderar inte internbelastning
Många har försökt att angripa problemet med modellering av internbelastning och ett antal
ekvationer har tagits fram, bland annat för fosfor.
Kvantifiering av internbelastning av fosfor i steady-state (jämvikt) kan, enligt Vollenweider’s
modell (1974-1976), göras med hjälp av följande samband:
Lnet = As × D z × q × (C −
Lnet
As
Dz
q
C
Cin
C in
)
(1 + q 0.5 )
(5)
nettointernbelastning [kg/år]
depositionsytans area [m2]
sjöns medelvattendjup [m]
genomströmningsgrad [/år]
koncentration av fosfor i sjön [kg/m3]
koncentration av fosfor från tillflöden [kg/m3]
Genomströmningsgraden från (5) bestäms i (6):
q=
Qout
V
Qout
Vrec
(6)
sjöns utflöde [m3/s]
sjöns volym [m3]
Även Chapra och Canale’s modell från 1990 inkluderar internbelastning. Den använder sig av
totalhalter av föroreningarna istället för lösta halter eftersom jämförelser av
modellberäkningar med fältresultat därigenom blir mer enkel och lätt tillgänglig. Chapra och
16
Canale’s massbalanser på sjövatten och sediment beskrivs av ekvationerna (7) – (15) (Larm,
1996):
V×
dC
= Qin × C in − Qout × C − v s × As × C s + v r × As × C s
dt
(7)
dC s
= v s × As × C − v r × As × C s − vb × As × C s
dt
(8)
Vs ×
V
Vs
C
Cs
Cin
Qin
Qout
As
vs
vr
vb
sjöns volym [m3]
sedimentvolym [m3]
koncentration av förorening i sjön, ofta satt till utflödeskoncentrationen [kg/m3]
koncentration av förorening i sedimenten [kg/m3]
koncentration av förorening från tillflöden [kg/m3]
inflöde till sjön [m3/s]
utflöde från sjön [m3/s]
depositionsytans area [m2]
föroreningens sedimenteringshastighet från vatten till sediment [m/år]
masstransportkoefficient för återvinning från sediment till vatten [m/år]
sedimenteringskoefficient för nettofastläggning i sediment [m/år]
Flödet från sedimenten, Lrel (kg) beskrivs enligt (Larm, 1996):
Lrel = v r × As × C s
(9)
Flödet till sedimenten, Lsed (kg) beskrivs enligt (Larm, 1996):
Lsed = v s × As × C s
(10)
Flödet till djupare liggande sediment, Lbur (kg) ges av (Larm, 1996):
Lbur = vb × As × C s
(11)
In- och utflödet till sjön, Lin respektive Lout (kg) ges av (Larm, 1996):
Lin = Qin × C in
(12)
Lout = Qout × C
(13)
Om steadystate antas (
dC dC s
=
= 0 ) erhålls:
dt
dt
Lrel = − Lin + Lout + Lsed
(14)
Lrel = Lsed − Lbur
(15)
17
I Håkansson (1999) presenteras modellekvationer som används vid beräkningar av
radiocesiumhalter i sjöar och modeller baserade på samma typ av ekvationer har bland annat
byggts upp för fosfor och tungmetaller. Modellerna beaktar såväl skillnader mellan
partikelbundna och lösta faser som sedimentation, resuspension och diffusionsprocesser. I
Lindström, Håkansson (2000) utvecklas delar av radiocesiummodellen från Håkansson (1999)
för tungmetaller. I denna artikel presenteras en massbalansmodell för beräkning av årliga
metallbelastningar till sjöar dominerade av diffust inflöde och urban avrinning.
Modellen inkluderar in- och utflöden samt sedimentprocesser. I figur 1 åskådliggörs flödena
till och från sjövatten och sediment.
Inflöde
Utflöde
Sjövatten
Sedimentation
Resuspension
ET
bottnar
Diffusion
Resuspension
Aktiva
A
bottnar
Mineralisering
Passiva
A-bottnar
Figur 1. Lindströms och Håkanssons modell för tungmetaller.
Inflödet till sjön beräknas som det värde som behövs för att behålla de uppmätta
metallkoncentrationerna i vatten och sediment. För att kunna göra detta antas att
koncentrationerna är i jämvikt, d.v.s. att (dM/dt) = 0 för beräkningstiden ett år (Lindström,
Håkansson, 2000).
Modellering av utflödet, Rout, som ofta brukar beräknas som det inverterade värdet av
omsättningstiden, görs här med hjälp av ekvationerna (16), (17) och (18) som anses ha
godtagbar osäkerhet och ge tillfredsställande resultat (Lindström, Håkansson, 2000).
om T < 1 månad:
Rout =
1.386
T
(16)
om A < 0.1 km2:
18
Rout =
1.386
T
(1−
0.5
)
T
(17)
för övriga sjöar:
1.386
Rout =
T
T
A
30
⎤
⎡
⎢ ( (T + 30 −1) + 0.5 ⎥
⎥
⎢
⎥
⎢
1.5
⎥
⎢
⎦
⎣
(18)
omsättningstid
sjöns ytarea
Sedimentationsprocesserna består dels av sedimentering av partikulär fas, Rsed, till
ackumulationsbottnar (A-bottnar) och erosions- och transportbottnar (ET-bottnar) och dels av
transport från aktiva till passiva sediment (A-sediment som ligger djupare än 2 cm) genom
mineralisering, Rbur. Endast de partikelbundna metallerna (PF) deltar, per definition, i
sedimentationen till A- och ET-bottnar vilket visar sig i uttrycken för Rsed i ekvationerna (19)
och (20) (Lindström, Håkansson 2000).
Sedimentation till A-områden:
Rsed =
PF × v × BA
Dm × 100
(19)
Sedimentation till ET-områden:
Rsed =
PF
v
BA
Dm
PF × v × (100 − BA)
Dm × 100
(20)
andelen partikulär fas [%]
sjunkhastighet [m/s]
andelen A-områden [%]
medeldjup [m]
Tio sjöar i Stockholm, med ytarea mellan 0.04-0.79 km2 och djup mellan 2.3-13.8 m,
undersöktes med avseende på koncentrationer av tungmetallerna Cd, Cr, Cu, Hg, Ni, Pb och
Zn i vatten och ytsediment. Vattenproverna togs på 1 m djup och sedimentpropparna togs på
0-2 cm djup. Vattenproverna från de tio sjöarna analyserades både filtrerat och ofiltrerat vilket
gav ett mått på hur mycket av metallerna som återfanns i löst (PF) respektive partikulär form
(DF). Den partikulära fasen varierar mellan metaller och i och mellan sjöar och ett
medeluppmätt värde för varje sjö har därför använts. Sedimentproverna antändes för att få en
bedömning av det organiska innehållet (Lindström, Håkansson, 2000).
Fördelningen av ET- och A-bottnar i sedimenten kan beskrivas empiriskt eller ges ett
modellerat värde. Ett modellerat värde kan erhållas med hjälp av nedanstående samband
(Håkansson, 1999):
19
om A > 1 km2:
(
ET = 0.25 × DR × 41
DR
0.061
)
DR
(21)
dynamiska kvoten
för övriga sjöar:
DT
⎤
⎡
( D max −
)
0.5
(
)⎥
⎢
A
) Vd ⎥
⎢A× (
1 .5
DT
⎥
⎢
( D max +
× 10 ( 3−Vd ) )
⎢
A
⎦⎥
⎣
ET = 1 −
A
(22)
sjöns ytarea [m2]
sjöns maxdjup [m]
kritiskt djup/vågbasens position [m]
formfaktor
A
Dmax
DT/A
Vd
Den dynamiska kvoten, DR, beräknas enligt:
DR =
A
Dm
A
Dm
(23)
sjöns ytarea [m2]
sjöns medeldjup [m]
Det kritiska djupet, DT/A, beräknas enligt:
DT (45.7 × A )
=
A
(21.4 + A )
A
(24)
sjöns ytarea [m2]
Sedimentationsekvationen är relativt generell men används ofta då Stoke’s lag endast
beskriver sjunkhastigheten under ostörda förhållanden. I naturliga vatten är den vertikala
komponenten generellt sätt betydligt mindre än den horisontella, dessutom påverkar olika
partikelmaterial sjunkhastigheten på olika sätt. För modellen söktes en karaktäristisk
medelsjunkhastighet olik de som är framtagna ur sedimentexperiment (Lindström, Håkansson,
2000).
Transporten mellan aktiva och passiva sediment, Rbur, beräknas med hjälp av uttrycket i (25)
(Lindström, Håkansson, 2000):
20
t
Rbur =
Vd
sed ×
3
t
sed
Vd/3
(25)
tjockleken på den aktiva A-sedimenten (2 cm)
sedimentation [cm/år]
formfaktor för distribution till A-bottnar
Formfaktorn, Vd, används som distributionskoefficient och beräknas med ekvation (26):
Vd =
3 × Dm
D max
Dm
Dmax
3
(26)
medeldjup [m]
maxdjup [m]
om Vd är lika med 3 sker all transport till A-sedimenten
Mineraliseringen modellerades genom att datera sedimenten i åtta av sjöarna med cesium och
bly vilket gav sedimentationshastigheterna för partikulärt material, sed (cm/år). Med hjälp av
de daterade sedimentpropparna och metoder ur (Håkansson, Peters, 1995) utvecklades en
regressionsmodell för att korrelera sedimentationen till olika lättillgängliga parametrar varvid
följande samband påträffades (Lindström, Håkansson, 2000):
log(sed ) = 0.572 × log( DR) − 0.209 × log( ADA) + 1.886
(27)
r2=0.62
sed
DR
ADA
sedimentation [cm/år]
dynamiska kvoten
avrinningsområdets area [m2]
Resuspension sker, enligt definition, endast i ET-områden men kan ändå vara en viktig källa
för suspenderat partikulärt material. Områden i sjön som kan betraktas som ET-områden bör
relateras till tidsperspektivet då partikulärt material kan deponeras på ET-bottnar under lugna
nätter för att sedan, när morgonvindarna kommer, resuspendera från grunda områden.
Allteftersom vattendjupet ökar längre ifrån strandkanten minskar resuspensionen.
Submodellen som används för att bestämma resuspensionen baseras på medelåldern av
deponerat material på ET-bottnar som kalibreras fram. Transport av material mellan ET- och
A-bottnar är påverkade av processer som har med lutningen i sjön att göra varför sjöns form
har betydelse även i detta sammanhang (Håkansson, Lindström, 2000).
Resuspension till vatten:
Rres =
1
Vd
× (1 − )
TET
3
TET
1-Vd/3
(28)
medelålder i ET-sediment [år]
formfaktor för distribution till ET-bottnar
21
Resuspension till A-bottnar:
Rres =
1 Vd
×
TET
3
(29)
medelålder i ET-sediment [år]
formfaktor för distribution till A-bottnar
TET
Vd/3
Transport från aktiva A-sediment till vattenmassan genom diffusion, Rdif, orsakas av
koncentrationsgradienter. Koncentrationen av tungmetaller är ofta mycket högre i gränsskiktet
mellan sjövatten och sediment jämfört med övre liggande vattenlager. Metallernas rörlighet i
sedimenten beror på redoxpotentialen som i sin tur beror på syrekoncentrationen och den
organiska belastningen på sedimenten. De flesta metaller binds ofta effektivare vid låga
redoxpotentialer än vid syrerika förhållanden. I modellen förenklas diffusionsprocessen till
ekvation (30) som kan betraktas som ett mått på den organiska belastningen (Lindström,
Håkansson, 2000).
Rdif =
Cdif
IG
C dif
(30)
IG
diffusionskonstant [/år]
förluster vid antändning [%]
IG är den förlust (av organiskt material) som görs vid antändning av sedimentprovet, kvar fås
endast material som kan härledas till metallen själv. Värden på Rdif för olika metaller har satts
proportionellt mot skillnaderna i rörlighet mellan de olika metallerna (Lindström, Håkansson,
2000).
Modellen kalibrerades mot medelkoncentrationerna i vatten och sediment och karaktäristiska
variationer i och mellan sjöar. Värdena på modellvariablerna som kalibrerades fram
presenteras i nedanstående tabell. Generellt sett stämmer tabellvärdena bra överens med
värden som används i andra modeller, diffusionskoefficienterna ger relativt små diffusiva
flöden och medelåldern på ET-sedimenten ger en årlig resuspension på 50 % vilket har visat
ge rimliga resultat (Lindström, Håkansson, 2000).
Tabell 1. Värden på modellvariabler efter kalibrering.
Modellvariabel
v (m/år)
ET-ålder (år)
Cdif (%/år)
Cd
100
2
3.5
Cr
50
2
0.35
Cu
50
2
0.35
Hg
50
2
0.35
Ni
100
2
0.35
Pb
50
2
0.35
Zn
100
2
3.5
Beräkningar av ackumulationen i sjöarna med hjälp av modellen visade att den tungmetall
som hade störst ackumulerande egenskaper var Hg följt av Pb. De som ackumulerades minst
var Ni och Cr. Man fann dessutom stor korrelation mellan metallackumulering och P- och Nkoncentrationer vilket indikerar att sjöns produktivitet är en nyckelfaktor vid ackumulering av
metaller i sediment, andra faktorer som påverkar är pH och resuspension (Lindström,
Håkansson, 2000).
22
Ett osäkerhetstest gjordes för att rangordna påverkan av osäkerheter från olika delar av
modellen på den totala osäkerheten i de modellerade vatten- och sedimentkoncentrationerna
och de viktigaste faktorerna för den totala osäkerheten var sjunkhastigheten, v, för partikulärt
material, andelen ackumulationsområden, BA, och den lösta metallkoncentrationen, DF
(Lindström, Håkansson, 2000).
Av de modeller och ekvationer som presenterats ovan finns Vollenweider’s, OECD’s, Chapra
och Canale’s fosformodeller representerade bland de alternativa beräkningarna i
recipientmodellen i StormTac. Som beskrivits tidigare är nackdelen att ingen av dem beaktar
internbelastning. Internbelastningen inkluderas i Håkanssons och Lindströms modeller för
fosfor och tungmetaller vilket är positivt men modellerna är också mer omfattande och kräver
mer indata.
Håkansson skriver i (Håkansson, 1999) att den största fördelen med den typ av dynamiska
modeller som han utvecklar jämfört med statistiska/empiriska modeller är att, när de väl
kalibrerats, är kraftfulla verktyg att kvantitativt simulera processer, osäkerheter i
modellvariabler och/eller källor av föroreningar samt behandlingsstrategier. Den största
nackdelen är att de ofta kräver många tillförlitliga sjöspecifika inparametrar och modellerna
lämpar sig kanske därför mer för forskning än för sjömanagement.
Även om inte Håkanssons och Lindströms modellekvationer kan användas i sin helhet vid en
utveckling av StormTac är det möjligt att plocka ut valda delar, t.ex. kalibrerade
modellvariabler, av modellen och vidare undersöka den möjliga tillämpbarheten vilket kan bli
aktuellt efter utvärderingen av recipientmodellen.
23
3. Metod
3.1 Undersökningsmetoder
Undersökningen kommer att göras genom att först beskriva StormTac-modellen med
recipientmodellen och sedan utvärdera recipientmodellen genom att utföra ett antal fallstudier.
Modellbeskrivningen kommer att skrivas med stöd av Larm (1996) och Larm (2000) och den
programversion som kommer att tillämpas och som ligger till grund för beskrivningen är
StormTac version 2002-05.
Fallstudierna kommer att vara tre till antalet för att få lagom omfattning på arbetet och
inventering av lämpliga sjöar görs med hjälp av Svenska Lantbruksuniversitetets (SLU)
databaser och tillgänglig data från handledare. Det slutliga valet görs efter kontroll att
följande kriterier är uppfyllda:
•
mycket mätdata ska finnas tillgänglig, framför allt i form av recipientkoncentrationer,
för att underlätta jämförelser och analys
•
sjöarna ska ligga högst upp i sjösystemet för att minska osäkerheten
•
en av sjöarna ska vara oligotrof (näringsfattig)
•
en av sjöarna ska vara eutrof (näringsrik)
Fallstudierna kommer att utföras genom att använda StormTac version 2002-05, och dess
schablonhalter, för att göra beräkningar av föroreningshalter, reningseffekter,
sedimentbelastningar och acceptabla belastningar på sjöarna. Okalibrerade värden kommer att
jämföras med kalibrerade för att bedöma vikten av kända recipientkoncentrationer och
analyser av resultaten kommer att göras för ett antal parametrar mellan och inom sjöarna.
Kunskaper som inhämtats vid litteraturstudien kommer att ligga till grund för utvärderingen
och kan komma att leda till förslag på utveckling av modell, modellekvationer och/eller
parametervärden. Om tillgängliga mätdata på andra parametrar än obligatoriska indata finns
tillgängliga kommer dessa att användas för att erhålla en mer objektiv utvärdering.
3.2 Definitioner
Dagvatten definieras som den del av nederbörden (regn, snö och smältvatten) som rinner av
från ogenomträngliga ytor, rinner över öppet land och i diken eller som samlas upp och
transporteras i separata dagvattenledningar eller som leds tillsammans med spillvatten i
kombinerade avloppsledningar.
Systemgräns för StormTacmodellen är recipienten med dess avrinningsområde som avgränsas
av vattendelare i naturen och av tekniska gränser, såsom dagvattenbrunnar, i tätortsområden.
24
4. Beskrivning av StormTacmodellen
I arbetet med StormTac-modellen har målet varit att utveckla en förenklad och
användarvänlig men ändå tillförlitlig modell som baseras på få, lättillgängliga indata.
StormTac är en dagvattenmodell som, med hjälp av vissa obligatoriska indata och
schablonhalter, tar fram flöden och masstransporter för olika markanvändningar som bland
annat kan användas för att beräkna den acceptabla belastningen på närliggande recipienter.
Modellen ger ett mått på hur mycket dagvattenföroreningarna behöver reduceras innan de
släpps ut och är ett användbart verktyg vid beräkningar i samband med dimensionering av
olika behandlingsanläggningar för dagvatten.
StormTac är baserat på den metodik som upprättades i Larm (1996) där processer och
parametrar som berör masstransport av föroreningar via dagvatten identifierades och där
föroreningsbelastningar på recipienten från olika markanvändningar kvantifierades.
Markanvändningarna som används i StormTac presenteras i nedanstående tabell (tabell 2) där
markområdena är indelade i tätortsområden, landsortsområden och genomfartsvägar.
Tabell 2. Markanvändningar i StormTac, version 2002-05.
Tätortsområden
(Urban)
Villor
Landsortsområden Genomfartsvägar
(Rural)
10 olika vägar att välja beroende
Skog
på trafikintensitet (ADT = average
daily traffic).
Jordbruk
Radhus
Ängsmark
Flerfamiljshus
Våtmark
Fritidshus
Övriga
Parkering
Koloniområde
Centrum
Industriområde
Park
Atmosfärisk deposition på
vattenyta
Övriga
De schablonvärden som används för markanvändningarna i StormTac är baserade på
mätningar på hela områden och inkluderar därför lokalgator, gång- och cykelvägar samt
mindre grönytor. Atmosfärisk deposition finns med som markanvändning för att kunna
25
beräkna värden på föroreningsbelastningen som kommer med nederbörden på annan vattenyta
uppströms sjön.
De föreningar som inkluderas i StormTac-modellen är fosfor (P), kväve (N), bly (Pb), koppar
(Cu), zink (Zn), kadmium (Cd), krom (Cr), nickel (Ni), kvicksilver (Hg), suspenderat material
(SS), olja, polycykliska aromatiska kolväten (PAH) och bensapyren (BaP som är en sorts
PAH).
Resultaten för en del av substanserna är förenade med större osäkerhet än övriga. Detta gäller
framför allt kvicksilver, PAH och BaP där bland annat höga analyskostnader leder till brist på
data. För suspenderat material är datatillgången stor men här ligger en större osäkerhet i själva
StormTac-metodiken jämfört med övriga substanser. Att använda medelvärden vid beräkning
av sedimenthalter från avrinningsområden kan vara missvisande då medeldagvattenhalterna
av suspenderat material tenderar att öka med avrinningsområdets area (Schueler, 1987).
Den enda obligatoriska indata som krävs för att räkna ut flöden och masstransporter är
avrinningsområdets yta per markanvändning [ha] men för att kunna beräkna den acceptabla
belastningen är information om recipientens volym [m3], area [m2] och recipientklass (se kap
4.4.2) nödvändig. För övriga parametrar som kräver data finns defaultvärden eller statistiskt
framtagna värden som hämtas från StormTacs databaser.
StormTac består av fem submodeller:
* Avrinningsmodellen
* Föroreningstransportmodellen
* Utjämningsmodellen
* Reningsmodellen
* Recipientmodellen
Tonvikten i rapporten ligger på beskrivning och utvärdering av recipientmodellen men
eftersom recipientmodellen baseras på flöden från avrinnings-modellen och
föroreningstransportmodellen kommer också dessa submodeller att beskrivas närmare. Mer
information om övriga submodellerna finns i Larm (2000). För StormTacs flödesschema, där
submodellerna presenteras schematiskt, se figur (2).
4.1 Avrinningsmodellen
I avrinningsmodellen ställs ekvationer för dagvatten- och bas/grundvattenflöden upp för
markanvändningarna. Den enda obligatoriska indata är arean per markanvändning (i hektar).
Om arean för bas/grundvattenflödet saknas är modellen förinställd på att använda samma
värde för bas/grundvattenflödet som för dagvattenflödet, d.v.s. (del)avrinningsområdets area.
4.1.1 Dagvattenflöde
Det årliga avrinningsflödet beräknas genom att använda empiriska nederbördsdata korrigerade
för mätfel, markanvändningsspecifika avrinningskoefficienter och uppskattade landytor för
respektive markanvändning enligt ekvation (31) (Larm, 2000):
N
Q = 10 × p × ∑ (ϕ i × Ai )
(31)
i =1
Q
dagvattenflöde [m3/år]
26
p
φ
A
i
10
korrigerad nederbördsintensitet [mm/år]
avrinningskoefficient för markanvändningen
markanvändningens area [ha]
markanvändning, i = 1,2,…N
faktor för att få rätt enhet
Dagvattenflödet (Q) används
masstransporter från dagvatten.
i
föroreningstransportmodellen
vid
beräkningar
av
Nederbördsvärdena (p) är tagna ur SMHI:s statistik med korrektion för mätfel enligt SMHI:s
metodik. I planeringssyfte används ett medelvärde, beräknat på perioden 1961-1990, som
defaultvärde i modellen.
Figur 2. Flödesschema i StormTac, version 2002-05.
Avrinningskoefficienten (φ) definieras som kvoten mellan avrinningsdjupet och regndjupet.
Den uttrycker hur stor del av nederbörden som blir avrinningsvatten efter förluster som
evapotranspiration (avdunstning och transpiration i vegetationen), ytlagring, infiltration och
interception (nederbörd som adsorberar till vegetationen). För beräkning av avrinningsflöden
under längre perioder måste s.k. volymavrinningskoefficienter användas, som uttrycker
relationen mellan avrinningsvattenvolym och regnvolym. I fortsättningen avses dessa
volymavrinningskoefficienter när avrinningskoefficienter nämns. Avrinningskoefficienterna
från mätningarna uppskattas genom följande ekvation (Larm, 2000):
27
ϕ* =
φ*
Q*
p
A
10
Q*
p × A × 10
(32)
avrinningskoefficient från mätningar
uppmätt dagvattenflöde [m3/år]
korrigerad nederbördsintensitet [mm/år]
markanvändningens area [ha]
faktor för att få rätt enhet
I nedanstående tabell (tabell 3) redovisas median-, minimi- och maxvärden för
avrinningskoefficienterna för markanvändningarna tagna ur en av StormTacs databaser.
Parametern (z) används i modellen för att kunna anpassa värdena på avrinningskoefficienterna
till lokala förhållanden. Parametern kan väljas mellan ett och tio och beskriver markens
lutning och användningsdensitet. För värden på z på fem eller mindre interpoleras värdena
mellan median- och minimivärdena, i övriga fall interpoleras koefficienterna mellan medianoch maxvärdena. Om inget värde väljs är modellen inställd på värdet z=5.
Tabell 3. Värden på avrinningskoefficienterna
som används i StormTac, version 2002-05.
φ
Markanvändning
Urban
Vägar (ADT)
Parkeringsplatser
Villor
Radhus
Flerfamiljshus
Fritidshus
Koloniområde
Centrum
Industriområde
Park
Atmosfärisk deposition
Tätort
Skog
Jordbruksmark
Ängsmark
Våtmark
median
min
max
0,85
0,85
0,25
0,32
0,45
0,2
0,2
0,7
0,6
0,18
1
0,7
0,7
0,2
0,3
0,35
0,05
0,1
0,4
0,5
0
1
1
1
0,4
0,5
0,9
0,5
0,5
0,9
0,8
0,3
1
0,1
0,11
0,075
0,2
0,05
0,1
0
0,1
0,4
0,3
0,3
0,4
Avrinningskoefficienterna har bäst kalibrerats för områden med villor och flerfamiljshus och
andra, såsom skog, parker och jordbruksområden är mer osäkra och mer beroende på lokala
förhållanden.
4.1.2 Bas/grundvattenflöde
Qb inkluderar grundvatten- och basflöde, det senare definieras som inläckande grundvatten till
diken och ledningar under torrväder. Det årliga bas/grundvattenflödet beräknas i modellen
enligt (33) (Larm, 2000):
28
N
Qb = 10 × p × K x × ∑ (K inf,i × Ai )
(33)
i =1
Qb
p
Kx
Kinf
A
i
10
bas/grundvattenflöde [m3/år]
korrigerad nederbördsintensitet [mm/år]
del av Kinf som blir basflöde i vattendrag eller ledning
del av den årliga nederbörden som infiltrerar
markanvändningens area [ha]
markanvändning i=1, 2,...N
faktor för att få rätt enhet
,där Kinf beräknas enligt (34) (Larm, 2000):
K inf =
Kinf
p
φ
E
p − ( p × ϕ) − E
p
(34)
del av den årliga nederbörden som infiltrerar
korrigerad nederbördsintensitet [mm/år]
avrinningskoefficient för markanvändningen
evapotranspirationsintensitet [mm/år]
Värden på Kx och Kinf har tagits fram med hjälp av nederbörds- och evapotranspirationsdata
samt empiriska uppskattningar av avrinningskoefficienterna för markanvändningarna.
Antagande har gjorts att ytvattenlagringen försummas eller inkluderas i
avrinningskoefficienten och evapotranspirationen. Defaultvärden på Kx, Kinf och p är hämtade
ur StormTacs databaser och inmatade i avrinningsmodellen.
Evapotranspirationsintensiteten, E, har överslagsmässigt kvantifierats för de olika
markanvändningarna genom följande samband (StormTac, version 2002-05):
Om ϕ ≤ 0.90 :
E = 1000 × (0.50 − 0.55 × ϕ )
(35)
Om ϕ > 0.90 :
E=0
(36)
Ovanstående samband gäller för samtliga markanvändningar utom för skog och sjöar då
följande gäller för Eforest respektive Elake :
Eforest = 445 (konstant)
Elake = 590 (indata)
E
φ
(potentiell) evaporationsintensitet [mm/år]
avrinningskoefficient
29
Ekvation (34) – (36) inkluderas i StormTac men är preliminära och mer data behövs för att
kunna uppskatta Kx och E.
Bas/grundvattenflödet, Qb, används när massbelastningen från bas/grundvattnet till
recipienten beräknas i föroreningstransportmodellen.
4.2 Föroreningstransportmodellen
I föroreningstransportmodellen beräknas massbelastningen från dag- och grundvatten.
Obligatorisk indata är Q och Qb vilka hämtas från avrinningsmodellen.
4.2.1 Dagvattenföroreningar
Den årliga flödesbelastningen av en förening som tillförs en recipient via dagvatten
kvantifieras genom att multiplicera det årliga dagvattenflödet (Q), beräknad i (31), för
markanvändningen med föreningens schablonhalt (C). Detta visas i (37) (Larm, 2000):
N
Lj =
∑ (Q
i =1
i
1000
L
Q
C
j
i
p
φ
A
1000/100
N
× C ij )
=
p × ∑ (ϕ i × Ai × C i , j )
i =1
100
(37)
dagvattenbelastning [kg/år]
dagvattenflöde [m3/år]
schablonhalt [kg/m3]
förening
markanvändningar, i = 1,2,…N
korrigerad nederbördsintensitet [mm/år]
avrinningskoefficient för markanvändningen
markanvändningens area [ha]
faktorer för att få rätt enhet
Massbelastningen från dagvatten (L) som beräknas i denna del används för vidare beräkning
av acceptabel belastning i recipientmodellen.
Föroreningskoncentrationer i dagvatten är i högsta grad variabla och beroende på regnets
intensitet, varaktighet och den föroreningsmängd som ackumuleras på avrinningsytan. Det
kan ändå vara bra att använda standardvärden då det är kostsamt, i både tid och pengar, att
utföra mätningar. Dessutom har standardvärden funnits vara representativa för större områden
och under längre tidsperioder.
De markanvändningsspecifika schablonhalterna (C) som används i StormTac är baserade på
en litteraturstudie (Larm, 1997) men har uppdaterats och uppdateras kontinuerligt med
kompletterade mätdata. De är uppdelade i tre intervall; maxhalter, medianhalter och
minimihalter. I tabellerna 4a-c nedan visas de schablonhalter som används i StormTac,
version 2002-05.
30
Tabell 4a. Medianvärden av schablonhalter för de olika markanvändningarna i StormTac, version
2002-05.
Markanvändning Förening
P
N
(mg/l) (mg/l)
Tätort
Väg
(20 000 ADT)
0,20 2,1
Parkeringsplats
0,1
1,1
Villor
0,2
1,5
Radhus
0,2
1,5
Flerfamiljshus
0,3
1,5
Fritidshus
1
5
Koloniområden
0,15 8,5
Centrum
0,35 2,1
Industri
0,4
2
Park
0,12 5
Atmosfärisk
Deposition
0,02 1,5
Landsort
Skog
0,025 0,9
Jordbruksmark
0,15 7,2
Ängsmark
0,1
3
Våtmark
0,12 1,4
Pb
Cu
Zn
Cd
Cr
Ni
Hg
SS
olja
PAH BaP
(μg/l) (μg/l) (μg/l) (μg/l) (μg/l) (μg/l) (μg/l) (mg/l) (mg/l) (μg/l) ( μg/l)
26
30
10
10
15
5
5
40
40
5
62
40
25
40
80
20
15
30
70
15
153
140
80
100
140
80
50
140
330
18
0,36
0,45
0,5
0,6
0,8
0,5
0,2
1
1
0,3
4,2
15
4
6
12
2
0,2
5
5
0,7
2,5
4
6
15
15
5
1
10
10
2
20
0,1
0,1
0,1
0,1
0,05
0,01
0,1
0,1
0,02
84
140
45
45
70
50
38
200
200
70
0,6
0,8
0,2
0,25
0,3
0,1
0
0,8
2
0
0,4
1,7
0,6
0,6
0,6
0,3
0
0,6
1
0
0,02
0,06
0,1
0,1
0,1
0,05
0
0,1
0,15
0
10
8,5
35
0,2
0,2
0,5
0,01
0
0
6,8
0,01
5
9
3
6
8
8
15
7,5
15
15
25
12,5
0,1
0,1
0,3
0,15
0,1
0,1
0,3
0,15
0,5
0,5
0,5
0,5
0,03
0,005
0,03
0,015
40
190
140
16
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
31
Tabell 4b. Minimivärden av schablonhalter för de olika markanvändningarna i StormTac, version 200205.
Markanvändning Förening
P
N
(mg/l) (mg/l)
Tätort
Väg
(20 000 ADT)
0,04 0,9
Parkeringsplats
0,07 0,6
Villor
0,1
1
Radhus
0,1
1
Flerfamiljshus
0,2
1
Fritidshus
0,4
2
Koloniområden
0,03 1
Centrum
0,2
1,2
Industri
0,2
1,5
Park
0,1
1,2
Atmosfärisk
Deposition
0,002 0,8
Landsort
Skog
0,01 0,3
Jordbruksmark
0,05 2,3
Ängsmark
0,06 1
Våtmark
0,016 0,54
Cu
Zn
Cd
Cr
Ni
Hg
SS
olja
PAH BaP
Pb
(μg/l) (μg/l) (μg/l) (μg/l) (μg/l) (μg/l) (μg/l) (mg/l) (mg/l) (μg/l) ( μg/l)
25
10
2
6
8
2
2
10
20
1
47
25
10
20
20
5
5
20
20
5
150
60
50
60
60
40
10
60
130
10
0,3
0,2
0,3
0,3
0,3
0,15
0,03
0,5
0,5
0,1
1
3
1
1
5
0,5
0,1
4
3
0,4
0,7
1
5
5
5
2
0,4
5
5
0,08
15
0,1
0,1
0,1
0,1
0,05
0,01
0,1
0,1
0,01
50
40
20
20
40
20
15
40
50
10
0,5
0,5
0,1
0,15
0,2
0,1
0
0,3
0,5
0
0,5
0,4
0,5
0,5
0,5
0,25
0
0,5
0,55
0
0,018
0,04
0,03
0,03
0,03
0,015
0
0,03
0,04
0
2
2,5
14
0,03
0,1
0,1
0
0
0
0,12
0,01
1
1
1
0,5
5
5
10
5
10
10
15
5
0,1
0,1
0,1
0,05
0,1
0,1
0,1
0,1
0,03
0,03
0,03
0,015
0,01
0,01
0,01
0,005
10
40
40
5
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
32
Tabell 4c. Maxvärden av schablonhalter för de olika markanvändningarna i StormTac, version 200205.
Markanvändning Förening
P
N
(mg/l) (mg/l)
Tätort
Väg
(20 000 ADT)
0,36 3,3
Parkeringsplats
0,16 1,5
Villor
0,4
2
Radhus
0,5
2,2
Flerfamiljshus
0,4
2,2
Fritidshus
4
12
Koloniområden
0,4
11
Centrum
0,7
2,5
Industri
0,6
2,7
Park
0,6
10
Atmosfärisk
Deposition
0,04 4,5
Landsort
Skog
0,08 3
Jordbruksmark
0,5
14
Ängsmark
0,7
10
Våtmark
0,2
1,8
Pb
Cu
Zn
Cd
Cr
Ni
Hg
SS
olja
PAH BaP
(μg/l) (μg/l) (μg/l) (μg/l) (μg/l) (μg/l) (μg/l) (mg/l) (mg/l) (μg/l) ( μg/l)
101
50
50
55
75
50
50
230
300
50
140
70
60
80
320
60
30
60
130
50
1000
300
150
180
200
150
100
400
600
40
1,5
1
1
1,2
1,5
1
0,2
2
3
0,8
35
20
8
10
20
6
1,2
20
20
6
23
7
15
20
20
15
3
20
30
5
35
50
0,2
0,2
0,4
0,1
0,02
0,4
0,5
0,2
300
300
60
60
150
60
80
840
400
150
4,6
1,1
0,6
0,8
1
0,2
0,15
2
4
0
8,2
6
0,8
0,8
0,8
0,4
0
0,8
3
0
0,29
0,08
0,2
0,2
0,2
0,1
0
0,2
0,3
0
40
60
150
0,3
0,3
0,9
0
0
0
6,8
0,011
40
60
40
20
20
20
30
15
60
30
40
20
0,8
0,8
0,8
0,4
10
10
10
5
5
5
5
2,5
0,2
0,2
0,2
0,2
70
240
340
20
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
Valet av schablonhalt är relaterad till markanvändningens areadensitet. Areadensiteten, x, kan
väljas till ett värde mellan ett och tio beroende på hur tätt eller utspritt ett område är i
proportion till markanvändningarnas genomsnittliga areadensitet. Om x är mindre än eller lika
med fem interpoleras standardkoncentrationen fram mellan minimi- och medianvärdet. I de
fall x är större än fem interpoleras värdet mellan median- och maxvärdet. Om inget värde
väljs är modellen inställd på x=5 för samtliga markanvändningar.
4.2.2 Bas/grundvattenföroreningar
Bas- och grundvattenflödesbelastningen, Lb, för varje förening beräknas enligt ekvation (38)
(Larm, 2000):
N
Lb , j =
Lb
Qb
Cb*
j
i
Kx
Kinf
A
∑ (Qb,i × C b*,i, j )
i =1
1000
N
=
p × K x × ∑ ( K inf,i × Ai ×C b* ,i , j )
i =1
100
(38)
bas/grundvattenflödesbelastning [kg/år]
bas/grundvattenflöde [m3/år]
uppmätt grundvattenkoncentration [mg/l]
förening
markanvändning, i = 1,2,…N
del av Kinf som blir basflöde i vattendrag och som når recipienten
del av den årliga nederbörden som infiltrerar
markanvändningens area [ha]
33
1000/100
faktorer för att få rätt enhet
Om bas/grundvattenflödet är uppmätt och inte beräknat används beteckningen Qb* i stället för
Qb.
Masstransporten från bas/grundvattenflöde (Lb) används i recipientmodellen tillsammans med
dagvattenbelastningen (L) för att beräkna den acceptabla belastningen av föreningarna.
4.3 Utjämnings- och reningsmodellen
De båda sista submodellerna används för design av olika dagvattenbehandlingsanläggningar.
StormTacmodellen inkluderar designekvationer för våta dammar, översilningsytor,
konstruerade våtmarker, öppna diken, svackdiken och utjämningsmagasin.
4.4 Recipientmodellen
Recipientmodellen är den modell i StormTac som beräknar den acceptabla belastningen till
recipienten och hur mycket som lämpligen bör reduceras bort i dagvatten innan det släpps ut.
Flödena som inkluderas i recipientmodellen åskådliggörs i figur 3.
L, Q
La , Qa
Crec*
Vrec
Arec
Lb, Qb
QE
Ccr
Qout
h
Lacc
Lrel
Lsed
Figur 3. Flödena i recipientmodellen
4.4.1 Obligatoriska indata
Obligatoriska indata för avrinningsområdet till submodellen är dag- och grundvattenflödena
(Q och Qb) i m3/år och massflödena (L och Lb) i kg/år för de markanvändningar som ingår i
avrinningsområdet. Information om dessa hämtas från avrinnings- respektive
föroreningstransportmodellen. Om en eller flera punktflöden till recipienten existerar
summeras flöden och flödesbelastningar för dessa och matas in under beteckningarna Qpoint
(m3/år) och Lpoint (kg/år). Punktflöden inkluderar flöden från externa källor, vanligtvis andra
än dagvatten, som inte kan beräknas med schablonhalter. Här får användaren möjlighet att
föra in uppskattade eller kända värden på eventuella extraflöden som inte på annat sätt ingår i
modellens vattenbalanser och massbalanser. Ett vanligt exempel på punktflöden är flöden från
recipienter som ligger uppströms sjön. Om sjöar finns uppströms rekommenderas att
recipientmodellen körs separat för respektive sjö.
34
Obligatoriska indata för recipienten är recipientens volym i m3 (Vrec), recipientens area i ha,
(Arec) och recipientklass.
4.4.2 Recipientklassificering i StormTac
Modellen använder sig av gränsvärden för acceptabla recipientkoncentrationer och de
uttrycker vilken föroreningskoncentration som anses vara acceptabel i recipienter med olika
känslighet, det vill säga recipienter med olika recipientklass. Gränsvärdena används för
jämförelser med de uppskattade koncentrationerna i recipientens vattenmassa, som antingen
är baserade på uppmätta eller, av modellen beräknade, resultat. Sådana data kan användas för
grova uppskattningar om vilka utsläpp man bör reducera med behandling.
Den recipientklassificering man valt i StormTacmodellen är baserade på Naturvårdsverkets
indelning. Där delas recipienterna in i fem olika klasser och för varje recipientklass har
gränshalter för olika föreningar satts upp. I nedanstående tabeller (5a-b) visas klassificering
för metaller och fosfor samt gränshalter för koppar och fosfor (Naturvårdsverkets rapport
4913).
Tabell 5a. Klassificering för metaller och gränshalter för Cu enligt SNV (SNV:s rapport 4913).
Klass/benämning
Metaller
1. Mycket låga
halter
Inga eller endast mycket små risker finns för
biologiska effekter. Halterna representerar en
uppskattning av halter i opåverkat vatten, där
ingen mänsklig påverkan förekommer.
Små risker för biologiska effekter. Majoriteten av
vattnet inom denna klass har förhöjda metallhalter
till följd av utsläpp från punktkällor och/eller
långdistansspridning. Klassen kan dock inrymma
halter som är naturliga i t.ex. geologiskt
avvikande områden. Haltförhöjning är sådana att
mätbara effekter i allmänhet inte kan registreras.
Effekter kan förekomma. Risken är störst i mjuka,
närings- och humusfattiga vatten samt i vatten
med lågt pH-värde. Med effekter menas här
påverkan av arter eller artgruppers reproduktion
och överlevnad i tidigare livsstadier, vilka ofta
yttrar sig som en minskning av artens individantal.
Minskat individantal kan medföra återverkningar
på vattnets organismsamhällen och på hela
ekosystemets struktur.
Ökande risker för biologiska effekter.
Metallhalterna i klass 5 påverkar överlevnaden
hos vattenlevande organismer redan vid kort
exponering.
2. Låga halter
3. Måttligt höga
halter
4. Höga halter
5. Mycket höga
halter
Gränshalter för Cu
(μg/l)
≤0,5
0,5-3
3-9
9-45
≥45
35
Tabell 5b. Klassificering för trofigrader och gränshalter för fosfor enligt SNV (SNV:s rapport 4913).
Klass/benämning
1. Låga halter
Trofigrad
Ultraoligotrof – mycket näringsfattigt
vatten
Gränshalter för total-P
(maj-okt) (μg/l)
<6
Oligotrof – näringsfattigt vatten
≤ 12.5
2. Måttligt höga halter
Mesotrof – måttligt näringsrikt vatten
12.5-25
3. Höga halter
Eutrof – näringsrikt vatten
25-50
4. Mycket höga halter
Eutrof – näringsrikt vatten
50-100
5. Extremt höga halter
Hypertrof – mycket näringsrikt vatten
> 100
Eftersom StormTac är ett verktyg för att beräkna den acceptabla belastningen på en recipient,
för att avgöra om och i hur stor omfattning rening behövs, använder modellen sig av klass 3
som riktvärde. Om halten i recipienten motsvarar Naturvårdsverkets klass 3 kan effekter
förekomma och detaljstudier behöver göras. Om recipienten bedöms vara känslig används
gränshalterna för recipientklass 3 och om den är mindre känslig används värdena från
recipientklass 4 (StormTac, version 2002-05).
I tabell 6 presenteras olika klassers gränsvärden för utsläpp till recipient och dagvattenhalter.
StormTac-värdena för dagvatten är lika höga eller högre än Naturvårdsverkets gränsvärden
som avser halter i recipienter och inte i dagvatten. De har valts med beaktande av normala
dagvattenhalter, recipientvattenkriterier, grundvattenhalter och rimliga reningseffekter och är
baserade på en vidarebearbetning av de studier som tabellen refererar till.
36
Tabell 6. Gränsvärden för utsläpp till recipient och dagvattenhalter 1998-2001 (Larm, 2001-10-19).
P
(μg/l)
N
(mg/l)
Pb
(μg/l)
Cu
(μg/l)
Zn
(μg/l)
Cd
(μg/l)
Cr
(μg/l)
Ni
(μg/l)
Hg
(μg/l)
SS
(mg/l)
Olja
(mg/l)
PAH
(μg/l)
Utsläpp
till
recipient
Låg1
(Larm,
1998)
Utsläpp
till
recipient
Hög2
(Larm,
1998)
Utsläpp
till
recipient
Klass 33
(SNV,
1999)
Utsläpp
till
recipient
Klass 44
(SNV,
1999)
Dagvatten
Klass 25
(Gatu och
Fastighets
kontoret et
al, 2001)
Dagvatten
Klass 36
(Gatu och
Fastighets
kontoret et
al, 2001)
Dagvatten
Låg1
(StormTac
, 2001)
Dagvatten
Hög2
(StormTac
, 2001)
125
300
50
100
100
200
175
250
1.7
3
1.25
5
1.25
5
1.7
5
20
60
3
15
3
15
20
40
25
75
9
45
9
45
40
75
175
250
60
300
60
300
175
300
0.4
2
0.3
1.5
0.3
1.5
0.7
1.5
15
20
15
75
15
75
15
75
20
40
45
225
45
225
45
225
0.04
0.2
-
-
0.04
0.2
0.04
0.2
80
250
-
-
50
175
80
230
1
3
-
-
0.5
1.0
0.6
1.5
1
3
-
-
1
2
1
2
1.
2.
3.
4.
5.
6.
Gränsvärden för utsläpp till mycket känsliga recipienter.
Gränsvärden för utsläpp till känsliga och mindre känsliga recipienter.
Recipientklass 3, effekter kan förekomma.
Recipientklass 4, ökande risk för biologiska effekter.
Undre gräns för måttliga dagvattenhalter (dagvattenklass 2).
Undre gräns för höga dagvattenhalter (dagvattenklass 3).
4.4.3 Övrig indata
Om ett värde på punktflöde (Qpoint) har angivits under obligatoriska indata förs motsvarande
värde på massbelastning, Lpoint (kg/år), in under övriga indata.
Recipientens medelvattendjup i m, (h), förs in som indata eller beräknas av en funktion i
modellen som dividerar recipientens volym (Vrec) med dess area (Arec). Även recipientvattnets
uppehållstid i år (tdr) kan beräknas i modellen om data saknas. Detta görs med hjälp av en
funktion som dividerar recipientens volym (Vrec) med dess utflöde (Qout).
37
Om evapotranspirationen från recipienten (E), i mm/år, och det årliga medelregndjupet (rda), i
mm, är kända finns det möjlighet att föra in dessa som indata, annars hämtas defaultvärden
från StormTacs databaser.
Möjliga indata är internbelastning från sedimenten i kg/år (Lrel), uppmätt
föroreningskoncentration i recipienten i mg/l (Crec*), sedimentationskoefficient med enheten
1/år (kr) och sjunkhastighet (vs) i m/s.
Figurerna 4a-b är tagna ur StormTacs recipientmodell och redovisar obligatoriska och ickeobligatoriska indata.
Figur 4a. Obligatoriska indata.
Obligatory input data
Parameter
Unit
Vrec
3
m
Value
5000
ha
Arec
Recipient class
(SNV)
Urban
Road 1 (ADT)
Parking
Houses
Row houses
Apartments
Leisure houses
Colony
Commercial
Industry
Park
Atmospheric dep.
Other urban area 1
Other urban area 2
Other urban area 3
Road 2
Road 3
Road 4
Road 5
Road 6
Road 7
Road 8
Road 9
Road 10
Rural
Forests
Farmland
Pasture
Wetlands
Other rural area 1
Other rural area 2
0.3
3
Runoff
ha
ha
ha
ha
ha
ha
ha
ha
ha
ha
ha
ha
ha
ha
ha
ha
ha
ha
ha
ha
ha
ha
ha
ha
ha
ha
ha
ha
ha
ha
Base flow
0.7
1
2.1
6.5
1.3
4.2
0.7
1
2.1
6.5
1.3
0
0
0
0
4.2
0
0
0
10.7
10.7
0
0
0
0
0
38
m3/year
Qpoint
Figur 4b. Övriga indata.
Other input data
Parameter Unit
tdr
years
H
m
kg/year
kg/year
mg/l
1/year
m/year
mm/year
mm
Lpoint
Lnetsed
C r*
kr
vs
E
rda
Value
0.08
1.7
P
N
0.02
0
0
590
5.9
Ref values
Pb
Cu
Zn
0
0
0
0
0
0
590-614
5.0 (2.8-7.4)
Cd
0
0
Cr
0
0
Ni
0
0
Hg
0
0
SS
0
0
oil
0
0
PAH BaP
0
0
0
0
4.4.4 Resultat
Om recipientkoncentrationerna, Crec*, är kända använder modellen ekvationer för acceptabla
belastningar, Lacc, och reningseffekter, RE, som baseras på dessa värden och beräkningarna
kan utföras direkt.
Om Crec* inte är känd körs kalibrering och beräkning simultant genom att manuellt ändra
värdet på en, för varje förening, förinställd reningseffekt. När den uppmätta koncentrationen,
Crec*, och den beräknade, Crec, överensstämmer är beräkningen klar och delresultaten kan
studeras. I de fall RE måste sättas till noll och detta inte räcker för att få koncentrationerna att
stämma överens, utförs den fortsatta kalibreringen genom att ändra värdet på
internbelastningen, Lrel. Detta kalibreringsförfarande har från och med modellversion 2002-09
ersatts med automatisk beräkning.
Det, i recipientmodellen, angivna huvudresultatet står under rubriken ”Main results” och
omfattar de kritiska gränskoncentrationerna för recipienten (Ccr), den acceptabla
massbelastningen till recipienten (Lacc), den belastning som måste reduceras bort (▲L) samt de
beräknade recipientkoncentrationerna av de olika föreningarna (Crec). Figur 5 visar
huvudresultatet så som det ser ut i Excel. P.g.a. utrymmesbrist redovisas inte huvudresultatet
för olja, PAH och BaP.
Figur 5. Huvudresultat i recipientmodellen (StormTac, version 2002-05).
Main results
Parameter Unit
Ccr
mg/l
Lacc
kg/year
N1
Value
P
N
Pb
Cu
Zn
Cd
Cr
Ni
Hg
0.025
1.250
0.003 0.009 0.060
4.0
119.4
1.0
2.5
16.6
0.2
1.4
36.8
0.0
34266.9
1.8
0.8
0.6
0.6
0.2
0.1
0.2
0.0
5.7
0.1
0.000 0.015 0.045 0.000
SS
80.000
39
0
0
▲
L
kg/year
Crec
mg/l
3.1
-24.0
0.044
0.999
-0.4
-1.0
-12.7
0.002 0.006 0.014
-0.2
-1.2
-36.5
0.1
-31523.0
0.000 0.003 0.000 0.000
6.406
Under rubriken ”More specific results” beräknar/presenterar StormTac:
•
•
•
•
•
•
•
•
•
total massbelastning (Lin) och totalt inflöde (Qin) till recipienten
massbelastning via dagvatten (L) och dagvattenflöde (Q)
massbelastning (La) från atmosfärisk deposition med motsvarande flöde (Qa)
massbelastning från bas/grundvatten (Lb) och bas/grundvattenflöde (Qb)
total massbelastning (Lout) och totalt utflöde (Qout) från recipienten
massbelastning från punktkälla (Lpoint) och flöde från punktkälla (Qpoint)
internbelastning från sedimenten (Lrel)
evapotranspirationsflöde (QE)
recipientens reningseffektivitet (RE)
, vilket visas i figur 6.
Dessutom redovisas värden på ett antal konstanter som används på olika sätt i beräkningarna:
-
N1 är en konstant som beräknas genom att dividera totala massbelastningen till
recipienten (Lin) med den acceptabla belastningen (Lacc), om N1>1 måste dagvattnet
genomgå någon slags reduktion innan det släpps ut.
-
N2 är en konstant som beräknas genom att dividera recipientvolymen (Vrec) med
medelavrinningsflödet till recipienten (Vr). Beroende på värdet på N2 används olika
sätt att uppskatta reningseffekten (se ekvationer (41) – (44) om reningseffektiviteter
under ”beräkningar”)
-
Konstanten N5 anger hur många fallstudier som gjorts/använts vid framtagande av
ekvationer för sjöns reningseffektivitet för olika föreningar.
-
r2 är korrelationskoefficienten som ger en uppfattning om hur stor överensstämmelsen
är mellan de mätdata man har använt för att ta fram kurvan som beskriver
reningseffektiviteten för respektive förening. Ju närmare värdet 1 koefficienten ligger
desto starkare är korrelationen.
Figur 6. Mer specifika resultat i recipientmodellen (StormTac, version 2002-05).
More specific results
Parameter Unit
Value
P
N
Pb
Cu
Zn
Cd
Cr
Ni
Hg
SS
oil
PAH BaP
Lin
kg/year
7.1
95.5
0.6
1.6
3.9
0.0
0.2
0.4
0.1
2743.9 12.8
0.0
0.0
L
kg/year
6.5
74.5
0.5
1.5
3.6
0.0
0.2
0.3
0.1
2689.6 11.7
0.0
0.0
La
kg/year
0.0
2.9
0.0
0.0
0.1
0.0
0.0
0.0
0.0
0.0
0.0
0.0
0.0
Lb
kg/year
0.5
18.1
0.0
0.1
0.2
0.0
0.0
0.0
0.0
54.4
1.1
0.0
0.0
40
Lout
kg/year
2.8
62.5
0.1
0.3
0.9
0.0
0.2
0.0
0.0
401.0
1.9
0.0
0.0
Lpoint
kg/year
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
Lrel
kg/year
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
Qout
m3/year
62597
Qin
m3/year
64367
Q
m3/year
41092
Qb
m3/year
21367
Qa
m3/year
1908
Qe
m3/year
1770
Qpoint
m3/year
0
N2
RE
13
%
P
N
Pb
Cu
Zn
Cd
Cr
Ni
Hg
SS
Oil
PAH BaP
61
34
80
78
77
92
34
92
77
85
85
85
85
r2
0.65 1.00 0.93 1.00 0.84 0.84 -
-
-
0.92 -
-
-
N5
11
0
0
12
0
0
2
3
2
3
2
0
0
Under ”Results from alternative calculation methods” presenteras värden från beräkningar
som har gjorts med hjälp av ickeobligatoriska indata eller med andra beräkningssätt än de som
används i StormTac. Om kännedomen om recipienten är tillräckligt stor lämnar det utrymme
för att använda ekvationer som använder sig av parametrar som inte är obligatoriska som
indata. Resultatet från dessa alternativa beräkningar kan användas som ett komplement till det
övriga resultatet och ge en uppfattning om dess rimlighet. Andra ekvationer som anges i
avsnittet används för att göra jämförelser av modellens värden med andra beräkningsmetoders
resultat. Detta kan också ge underlag till vidare diskussion om resultatet.
Sist bland resultaten i Excel finns ”Other detailed results” uppställda. Här hämtas och
presenteras de beräknade värdena från avrinnings- och föroreningstransportmodellen innan de
behandlas vidare i recipientmodellens ”main results”.
Längst ner i Excel finns förklaringar på vissa diagnostiska modeller och möjlighet att, vid
behov, ändra på recipientklassernas gränshaltskriterier.
4.4.5 Beräkningar
(Lacc)
Om recipientkoncentrationen, Crec*, är okänd beräknas den acceptabla belastningen (Lacc)
enligt ekvation (39) som baseras på den utflödande massbelastningen från recipienten och hur
mycket som renas i recipienten genom till exempel sedimentation och växtupptag (StormTac,
version 2002-05).
utflödande kritisk massbelastning
”renad massbelastning”
41
Ccr × Qout
1000
Lacc =
=
+
RE × Lacc
=
100
Ccr × Qout
RE
1000(1 −
)
100
(39)
acceptabel belastning i recipienten [kg/år]
recipientens gränskoncentration för negativa effekter [mg/l]
totalt utflöde från recipienten [m3/år]
recipientens reningseffektivitet [%]
Lacc
Ccr
Qout
RE
Ekvation (39) liknar till stor del uttrycket i (62) med skillnaden att utflödet, Qout (se ekvation
41), beräknas med hjälp av inflödet och evapotranspirationen istället för med hjälp av den
teoretiska vattenomsättningstiden, medeldjupet och recipientens ytarea. Dessutom
kompenserar StormTac, i och med reningstermen, för internbelastning vilket inte (62) gör.
Om recipientkoncentrationen, Crec*, är känd kan en noggrannare uppskattning av den
acceptabla belastningen fås genom att manuellt kalibrera modellen och ändra på de
förinställda RE-värdena enligt 3.4.4 tills dess att den uppmätta halten, Crec*, stämmer överens
med den beräknade, Crec.
Den manuella kalibreringen motsvaras egentligen av beräkning enligt (40), som är en
vidareutveckling av ekvation (39) och uttrycket för reningseffektiviteten som beskrivs i (45).
Från och med version 2002-09 av StormTac ersätter ekvation (40) kalibreringsförfarandet
(Larm, 2002-09-17):
Lacc =
Ccr
Lin
Crec*
C cr × Lin
∗
C rec
(40)
recipientens gränskoncentration för negativa effekter [mg/l]
total inflödesbelastning på recipienten [kg/år]
uppmätt recipientkoncentration [mg/l]
(Ccr)
Den kritiska gränskoncentrationen för negativa effekter (Ccr) av en viss förening bestäms av
vilken recipientklass sjön tillhör. Om recipienten tillhör klass 3 gäller den lägre gränshalten
medan den högre gränshalten gäller om recipienten tillhör klass 4 (se tidigare avsnitt om
recipientklassificering i StormTac).
(Qout)
Det totala utflödet från recipienten erhålls genom beräkning enligt ekvation (41):
Qout = Qin − Q E
Qout
Qin
QE
(41)
totalt utflöde från recipienten [m3/år]
totalt inflöde till recipienten [m3/år]
evapotranspirationsflöde från recipienten [m3/år]
42
(RE)
Reningseffektiviteterna (RE) i StormTac beskriver sedimentationen i sjön på ett förenklat sätt
och vid modellering av variabeln har det antagits att en sjö fungerar på samma sätt som en våt
damm. Om recipientkoncentrationen, Crec*, är okänd tas reningseffektiviteterna fram genom
att först bestämma konstanten N2, som beräknas ur recipientens volym (Vrec) och
avrinningsvattenvolymen vid ett medelavrinningstillfälle (Vr), vilket visas i ekvation (42):
N2 =
N2
Vrec
Vr
Vrec
Vr
(42)
volymkonstant
recipientens volym [m3]
avrinningsvolym vid ett medelavrinningstillfälle [m3]
Avrinningsvolymen för ett medelavrinningstillfälle (Vr) erhålls ur ekvation (43) (Larm, 2000):
V r = 10 × rda × ϕ × A
Vr
rda
φ
A
(43)
avrinningsvolym vid ett medelavrinningstillfälle [m3]
medelårsnederbörd [mm]
avrinningskoefficient för avrinningsområdet
avrinningsområdets area [ha]
Avrinningskoefficienten hämtas från avrinningsmodellen.
För sjöar med värden på N2 under 15 finns reningseffektivitetsdata för många av substanserna
att hitta i litteraturen. Reningseffektivitetskurvor för föreningarna tas då fram genom att plotta
N2 mot kända RE. Genom att anpassa ekvationer till reningseffektivitetskurvorna erhålls
ekvationer som i (44), ur vilka reningseffektiviteter för sjöar med andra N2-värden än de
kända kan tas fram. En förutsättning är att N2, även för dessa sjöar, måste ligga under 15.
RE = N 3 × ln(
RE
Vrec
Vr
N3
N4
Vrec
) + N4
Vr
(44)
recipientens reningseffektivitet [%]
recipientens volym [m3]
avrinningsvolym vid ett medelavrinningstillfälle [m3]
föreningsspecifik regressionskonstant
föreningsspecifik regressionskonstant
För värden på N2 över 15 saknas data för reningseffektiviteter och inga
reningseffektivitetskurvor kan därför plottas. Värdena tas då fram genom att approximera
rimliga reningseffektiviteter baserade på de reningseffektivitetskurvor som finns, d.v.s. de
som är gjorda för N2 under 15.
För de substanser där data för reningseffektiviteterna är otillräckliga i fallstudierna har de
antagits vara desamma som för annan förening med liknande egenskaper vad gäller
benägenhet att binda till partiklar. På detta sätt har krom, nickel, kvicksilver och
43
olja/PAH/BaP fått sina ekvationer. Dessa föreningar har antagits haft samma egenskaper som
kväve, kadmium, zink respektive suspenderat material.
Om recipientkoncentrationerna, Crec*, är kända kan en noggrannare uppskattning av
reningseffektiviteterna fås genom att manuellt kalibrera modellen och ändra värdena på
reningseffektiviteten till dess att de uppmätta koncentrationerna, Crec*, stämmer överens med
de beräknade, Crec. Om värdet på reningseffektiviteten måste sättas till 0 och
koncentrationerna fortfarande inte stämmer överens görs den fortsatta kalibreringen genom att
ändra värdet på Lrel och kompensera för internbelastning.
Den manuella kalibreringen, som nämndes i samband med beräkning av acceptabla
belastningen, ersätts i modellversion 2002-09 av ekvation (40) som erhålls när uttrycket för
reningseffektiviteten i (45) sätts in i ekvation (39). Kunskap om den uppmätta
recipientkoncentrationen förutsätts alltså.
RE = 100 −
Crec*
Qout
Lin
∗
C rec
× Qout
10 × Lin
(45)
uppmätt recipientkoncentration [mg/l]
totalt utflöde från recipienten [m3/år]
total inflödesbelastning på recipienten [kg/år]
(Qin)
Det totala inflödet till recipienten är summan av all vattenföring till recipienten och beräknas
med hjälp av ekvation (46).
Qin = Q + Qb + Qa + Q po int
Qin
Q
Qb
Qa
Qpoint
(46)
totalt inflöde till recipienten [m3/år]
dagvattenflöde [m3/år]
bas/grundvattenflöde på recipienten [m3/år]
atmosfäriskt nedfall på recipienten [m3/år]
punktflöde till recipienten [m3/år]
(QE)
Evapotranspirationsflödet (QE) är beroende av evapotranspirationsintensiteten (E) och
recipientens area (Arec) enligt ekvation (47):
Q E = 10 × E × Arec
QE
E
Arec
(47)
evapotranspirationsflöde från recipienten [m3/år]
evapotranspirationsintensitet från recipienten [mm/år]
recipientens area [ha]
(Q)
Dagvattenflödena för de olika markanvändningarna
avrinningsmodellen enligt ekvation (31).
beräknas
och
summeras
i
(Qb)
44
Bas/grundvattenflödena för de olika markanvändningarna beräknas och summeras med hjälp
av ekvation (33) i avrinningsmodellen.
(Qa)
Atmosfäriska nedfallet erhålls på liknande sätt som dagvattenflödet men eftersom φ i det här
fallet är 1 krävs endast multiplikation av nederbördsintensiteten (p) med recipientens area
(Arec) enligt ekvation (48).
Qa = 10 × p × Arec
Qa
p
Arec
(48)
atmosfäriskt nedfall på recipienten [m3/år]
korrigerad nederbördsintensitet [mm/år]
recipientens area [ha]
Den årliga nederbördsintensiteten hämtas från avrinningsmodellen.
(Qpoint)
Flöde från punktkälla tas med i beräkningarna om sådan finns angivet som indata.
(▲L)
Den massbelastning som måste reduceras (▲L) är skillnaden mellan den inflödande
massbelastningen och den acceptabla massbelastningen enligt ekvation (49):
Δ
L = Lin − Lacc
▲
L
Lin
Lacc
(49)
den del av massbelastningen som måste reduceras för att uppnå acceptabel
belastning [kg/år]
total inflödesbelastning på recipienten [kg/år]
acceptabel belastning i recipienten [kg/år]
(Lin)
Den totala massbelastningen på recipienten (Lin) beräknas med (50) och är summan av
samtliga massbelastningar till recipienten.
Lin = L + Lb + La + L po int + Lrel
Lin
L
Lb
La
Lpoint
Lrel
(50)
total inflödesbelastning på recipienten [kg/år]
dagvattenbelastning [kg/år]
bas/grundvattenbelastning till recipienten [kg/år]
atmosfärisk deposition [kg/år]
punktflödesbelastning till recipienten [kg/år]
internbelastning [kg/år]
(L)
Dagvattenbelastningen av respektive
föroreningstransportmodellen.
förening
beräknas
i
ekvation
(37)
i
(Lb)
45
Bas/grundvattenbelastningen
för
föreningarna
beräknas
föroreningstransportmodellen med hjälp av ekvation (38).
och
summeras
i
(La)
Atmosfärisk deposition beräknas med hjälp av det atmosfäriska nedfallet (Qa) och dess
koncentration (Ca), se (51).
La =
Qa × C a 10 × p × Arec × C a
=
1000
1000
La
Qa
Ca
p
Arec
(51)
atmosfärisk deposition [kg/år]
atmosfäriskt nedfall på recipienten [m3/år]
koncentration i atmosfäriskt nedfall [mg/l]
korrigerad nederbördsintensitet [mm/år]
recipientens area [ha]
Nederbördsdata och värdena på föroreningshalter i atmosfärsflödet (Ca) hämtas från
avrinnings- och föroreningstransportmodellen.
(Lpoint)
Massbelastning från punktkälla tas med i beräkningarna om sådan är angiven som indata.
(Lout)
Den totala massbelastningen ut från recipienten beräknas med hjälp av ekvation (52) genom
att multiplicera det totala utflödet (Qout) med recipientens koncentration (Crec).
Lout =
Lout
Qout
Crec
Qin
QE
Qout × C rec (Qin − Q E ) × C rec
=
1000
1000
(52)
total utflödesbelastning från recipienten [kg/år]
totalt utflöde från recipienten [m3/år]
beräknad recipientkoncentration [mg/l]
totalt inflöde till recipienten [m3/år]
evapotranspirationsflöde från recipienten [m3/år]
(Crec)
Koncentrationen av en viss förorening i recipienten (Crec) är beroende av den inflödande
massbelastningen, utflödet från recipienten och recipientens egen reningsförmåga enligt
ekvation (53).
C rec =
Crec
Lin
RE
Qout
1000 × Lin × (100 − RE ) 10 × Lin × (100 − RE )
=
100 × Qout
Qout
(53)
beräknad recipientkoncentration [mg/l]
total inflödesbelastning på recipienten [kg/år]
recipientens reningseffektivitet [%]
totalt utflöde från recipienten [m3/år]
4.4.6 Alternativa beräkningar
46
(Lacc)
Den acceptabla belastningen kan beräknas enligt ekvation (39) men ytterligare två sätt att
beräkna Lacc presenteras i StormTac under ”Results from alternative calculation methods”.
Dessa redovisas i ekvation (54) och (55). Ekvation (55) kräver ingen annan information än de
obligatoriska indata medan det i ekvation (54) behövs kunskap om
sedimentationskoefficientens värde.
Lacc =
Lacc
Ccr
Qout
kr
Vrec
(54)
acceptabel belastning i recipienten [kg/år]
recipientens gränskoncentration för negativa effekter [mg/l]
totalt utflöde från recipienten [m3/år]
sedimentationskoefficient [1/år]
recipientens volym [m3]
Lacc =
Lacc
Ccr
Qout
C cr (Qout + k r × Vrec )
1000
C cr × Qout
1000
(55)
acceptabel belastning i recipienten [kg/år]
recipientens gränskoncentration för negativa effekter [mg/l]
totalt utflöde från recipienten [m3/år]
(▲L)
Den del av massbelastningen som måste reduceras kan, om värdet
recipientkoncentrationen är känt, beräknas med ekvation (56) i stället för ekvation (49).
Δ
*
Qin × C rec
Q × C cr
L=
− out
1000
1000
▲
L
Qin
Crec*
Ccr
1000
på
(56)
den del av massbelastningen som måste reduceras [kg/år]
totalt inflöde till recipienten [m3/år]
uppmätt recipientkoncentration [mg/l]
recipientens gränskoncentration för negativa effekter [mg/l]
faktor för att få rätt enhet
(Lin)
Ekvation (57) visar på ett ytterligare sätt att beräkna det totala massbelastningsinflödet till
recipienten när man har ett uppmätt värde på recipientkoncentrationen av en förening. Jämför
med ekvation (50).
Lin =
Lin
Qin
Crec*
1000
*
Qin × C rec
1000
(57)
total inflödesbelastning på recipienten [kg/år]
totalt inflöde till recipienten [m3/år]
uppmätt recipientkoncentration [mg/l]
faktor för att få rätt enhet
47
Begränsningarna i denna ekvation är att den endast beaktar den uppmätta recipienthalten. Den
tar inte hänsyn inte till om sjön har en renande effekt eller om den är internbelastad.
(Lsed)
Belastning till recipientens sediment från vattenmassan kan beräknas genom ekvation (58) om
sedimentationskoefficienten är känd.
L sed
*
C rec
× k r × Vrec
=
1000
Lsed
Cr*
kr
Vrec
1000
(58)
belastning till recipientens sediment från vattenmassan [kg/år]
uppmätt recipientkoncentration [mg/l]
sedimentationskoefficient [/år]
recipientens volym [m3]
faktor för att få rätt enhet
Sedimentationskoefficienten, kr, beräknas enligt ekvation (59) om recipientkoncentrationen,
Crec*, för föreningen är känd eller ekvation (60) om sjunkhastigheten, vs, är känd.
kr =
[
*
*
1000( Lin − Qout × C rec
) 1000 Lin − C rec
(Qin − Q E )
=
*
*
(C rec × Vrec )
(C rec × Vrec )
(59)
sedimentationskoefficient [/år]
total inflödesbelastning på recipienten [kg/år]
totalt utflöde från recipienten [m3/år]
uppmätt recipientkoncentration [mg/l]
recipientens volym [m3]
kr
Lin
Qout
Crec*
Vrec
kr =
]
10000 × v s × Arec
Vrec
kr
vs
Arec
Vrec
(60)
sedimentationskoefficient [/år]
sjunkhastighet [m/år]
recipientens area [ha]
recipientens volym [m3]
(Crec)
Recipientens koncentration av en viss förening beräknades i (53) men kan även tas fram med
hjälp av ekvation (61) förutsatt att värdet på sedimentationskoefficienten, kr, kan beräknas.
C rec =
Crec
Lin
Qout
kr
Vrec
1000 × Lin
Qout + (k r × Vrec )
(61)
beräknad recipientkoncentration [mg/l]
total inflödesbelastning på recipienten [kg/år]
totalt utflöde från recipienten [m3/år]
sedimentationskoefficient [/år]
recipientens volym [m3]
48
1000
faktor för att få rätt enhet
(Lacc för P)
Ekvation (62) och
fosforbelastningen.
Lacc =
Lacc
Ccr
h
tdr
Arec
(63)
gäller
för
alternativa
C cr × h × (1 + (t dr ) 0.5 ) × 10 × Arec
t dr
beräkningar
av
den
acceptabla
(62)
acceptabel belastning i recipienten [kg/år]
recipientens gränskoncentration för negativa effekter [mg/l]
recipientens medelvattendjup [m]
recipientens omsättningstid [år]
recipientens area [ha]
1
Lacc
Lacc
Ccr
h
tdr
Arec
⎛ C cr ⎞ 0.82
× h × (1 + (t dr ) 0.5 ) × 10 × Arec
⎜
⎟
1
.
55
⎠
=⎝
t dr
(63)
acceptabel belastning i recipienten [kg/år]
recipientens gränskoncentration för negativa effekter [mg/l]
recipientens medelvattendjup [m]
recipientens omsättningstid [år]
recipientens area [ha]
Varken ekvation (62) eller (63) beaktar internbelastning.
49
5. Beskrivning av fallstudier
Tre sjöar, som alla ligger högst upp i sjösystemet, valdes ut efter näringsinnehåll och
tillgänglighet på mätdata: Stora Envättern (oligotrof), Fysingen (mesotrof) och Flaten (eutrof).
För samtliga sjöar fanns data för kväve och fosfor för åren 1997-2001, för Flaten även för år
2002.
För Stora Envättern och Fysingen fanns data för metaller för åren 2000-2001. I fallet med sjön
Flaten fanns mätdata för metaller endast för år 2002 och representeras av värden från en
provtagning gjord i augusti det året.
De provtagningar som gjorts i SLU:s regi (Stora Envättern och Fysingen) och som omfattat
metaller har tagits på 0.5 m djup. Både yt- och bottenvattenvärden fanns för metaller i Flaten.
För att vara konsekvent har ytvattenvärdena använts då det antagits att 0.5 m ligger närmare
ytvattnet än bottenvattnet.
Data för kvicksilver, suspenderat material, olja och PAH saknades helt för samtliga sjöar.
5.1 Stora Envättern
Stora Envättern är en relativt djup, oligotrof sjö som ligger Stora Envätterns Domänreservat i
Södertälje Kommun. Avrinningsområdet består mestadels av skog och våtmark och saknar
helt bebyggelse. Sjön är viktig ur naturvårdssynpunkt med värdefull naturskog och flera
hotade arter. Sjön är en av 26 referenssjöar som intensivbevakas i Sverige. De
landsomfattande sjöinventeringarna har genomförts vart femte år sedan 1972/1975 och syftet
är att övervaka tillståndet i svenska sjöar och vattendrag med avseende på, bland annat,
effekter av försurning, övergödning och förekomst av metaller. De 26 referenssjöarna i det
fördjupade programmet (Integrerad, intensiv övervakning av sjöar) bevakas extra noggrant
med mätningar varje år (3).
Fakta om Stora Envättern (3):
Total area
Sjöns volym
Maximalt djup
Medeldjup
Omsättningstid
Recipientklass
0.42 km2
1.847 x 106 m3
11.2 m
5.0 m
6.6 år
3
Stora Envätterns avrinningsområde (3):
Markanvändningar
Sjöyta
Annat vatten
Barrskog
Hällmarkstallskog
Bevuxen myrmark
Totalt:
Andel (%)
24
1
38
17
20
100
Yta (ha)
41.52
1.73
65.74
29.41
34.6
173
50
I tabellerna nedan presenteras mätdata och medelvärden på pH, alkalinitet och uppmätt
koncentration av olika föroreningar i Stora Envättern (3).
Tabell 7. Mätdata för näringsämnen och vattenkemi i Stora Envättern 1997-2001 (3).
Datum
pH
6.53
6.40
6.79
6.73
6.94
6.91
6.42
6.49
6.24
6.28
6.53
6.74
6.81
6.87
6.48
6.36
6.33
6.23
6.51
6.33
6.78
7.29
6.51
6.44
6.45
6.12
6.59
6.78
6.67
6.72
6.65
6.20
6.19
6.40
6.35
6.39
6.73
6.64
6.45
6.28
Alkalinitet
mekv/l
0.071
0.062
0.054
0.059
0.058
0.058
0.064
0.067
0.059
0.046
0.043
0.041
0.044
0.049
0.055
0.055
0.051
0.044
0.042
0.042
0.046
0.056
0.056
0.056
0.066
0.053
0.050
0.058
0.051
0.046
0.059
0.057
0.043
0.036
0.038
0.040
0.039
0.044
0.044
0.052
Tot-N_ps
µg/l
359
361
384
346
218
572
452
410
445
393
501
443
490
352
646
437
377
395
409
585
547
654
394
444
371
419
382
435
507
360
450
289
389
403
395
313
450
366
330
319
Tot-P
µg/l
7
8
27
7
15
6
10
10
4
8
5
8
9
7
8
5
6
21
5
7
18
6
6
11
4
4
15
8
31
11
10
11
5
13
5
6
5
6
9
8
19970217
19970407
19970514
19970617
19970715
19970814
19970916
19971007
19980217
19980427
19980512
19980616
19980715
19980810
19980916
19981006
19990203
19990412
19990517
19990614
19990713
19990809
19990915
19991007
20000216
20000416
20000516
20000619
20000718
20000815
20000920
20001019
20010220
20010418
20010515
20010612
20010717
20010814
20010912
20011024
Medelvärde:
(1997)
6.65
0.062
388
11
51
Medelvärde:
(1998)
Medelvärde:
(1999)
Medelvärde:
(2000)
Medelvärde:
(2001)
Medelvärde:
(2000-2001)
Medelvärde:
(1997-2001)
6.54
0.049
463
7
6.55
0.049
476
10
6.52
0.055
402
12
6.43
0.042
371
7
6.48
0.049
386
9
6.54
0.051
420
9
Tabell 8. Mätdata för metaller i Stora Envättern 2000-2001 (3).
Datum
20001019
20010418
20011024
Medelvärde:
Cu
μg/l
1.1
0.70
0.68
1.1
Zn
μg/l
4.4
3.8
4.1
4.4
Cd
μg/l
0.011
0.021
0.012
0.011
Pb
μg/l
0.30
0.29
0.60
0.30
Cr
μg/l
0.15
0.20
0.49
0.15
Ni
μg/l
0.28
0.35
0.35
0.28
0.69
4.0
0.017
0.45
0.35
0.35
0.83
4.1
0.015
0.40
0.28
0.33
(2000)
Medelvärde:
(2001)
Medelvärde:
(2000-2001)
5.2 Fysingen
Fysingen är en grund, mesotrof sjö som ligger på en näringsrik lerslätt i norra delen av
Upplands Väsby Kommun. Markanvändningarna består främst av skog och åkermark och
sjön erhåller en stor mängd näringsämnen från avrinningsområdet. Trots hög tillförsel av
fosfor har Fysingen ett relativt lågt näringsinnehåll. Lerpartiklar som tillförs sjön, bland annat
från jordbruksmarkerna, anses ligga bakom sedimentens fosforadsorberande förmåga och vid
laborationsförsök har det visats att sjön, varken under syrerika eller syrefattiga förhållanden,
är internbelastad med avseende på fosfor. Även om näringsbelastningen är stor i sjön håller
vattenkvaliteten godkänd klass och växtplanktonproduktionen är låg (Vattenplan Upplands
Väsby Kommun, 2001).
Fakta om Fysingen (Larm, Linder, 2001):
Total area
Sjöns volym
Maximalt djup
Medeldjup
Omsättningstid
Recipientklass
5.4 km2
1.08x 107 m3
4.5 m
2m
0.51 år
3
Fysingens avrinningsområde (Larm, Linder, 2001):
Markanvändning
Villor
Yta (%)
1.1
Yta (ha)
117.18
52
Radhus
Flerfamiljshus
Industri
Park
Sjö
Skog
Åkermark
Våtmark
Totalt:
0.7
0.6
0.3
0.3
4.8
41.7
49.6
0.9
100
83.7
66.96
33.48
33.48
540
4687.2
5580
100.44
11242
I nedanstående tabeller presenteras mätdata och medelvärden på pH, alkalinitet och uppmätt
koncentration av olika föroreningar i Fysingen (3).
Tabell 9. Mätdata för näringsämnen och vattenkemi i Fysingen 1997-2001 (3).
Datum
pH
Tot-N_ps µg/l
7.37
7.78
8.00
8.03
6.44
7.96
7.99
7.95
6.69
7.52
7.88
7.95
6.90
7.74
8.04
7.62
6.76
7.66
8.13
7.94
Alkalinitet
mekv/l
2.132
1.696
1.822
2.008
0.688
1.410
1.533
1.887
1.119
1.732
2.221
2.414
1.243
1.672
1.817
2.048
0.988
1.709
2.019
1.829
19970217
19970407
19970812
19971014
19980217
19980427
19980811
19981012
19990203
19990412
19990810
19991007
20000216
20000416
20000815
20001026
20010220
20010418
20010814
20011008
Medelvärde:
(1997)
Medelvärde:
(1998)
Medelvärde:
(1999)
Medelvärde:
(2000)
Medelvärde:
(2001)
Medelvärde:
(2000-2001)
Tot-P µg/l
1690
1421
725
735
5790
2657
1415
1348
4481
2200
645
805
3363
2127
615
606
3165
1476
644
989
18
19
27
15
9
14
20
12
132
55
33
20
47
15
18
13
49
35
30
21
7.80
1.915
1143
20
7.59
1.380
2803
14
7.51
1.872
2033
60
7.58
1.695
1678
23
7.62
1.636
1569
34
7.60
1.666
1623
29
53
Medelvärde:
(1997-2001)
7.62
1.699
1845
30
Tabell 10. Mätdata metaller i Fysingen 2000-2001 (3).
Datum
20001026
20010418
20011008
Medelvärde:
Cu
μg/l
0.61
2.4
1.5
0.61
Zn
μg/l
0.5
5.8
1.5
0.5
Cd
μg/l
0.012
0.043
0.009
0.012
Pb
μg/l
0.12
0.37
0.07
0.12
Cr
μg/l
0.2
1.09
1.04
0.2
Ni
μg/l
0.54
12.8
7.66
0.54
1.95
3.7
0.026
0.22
1.07
10.23
1.50
2.6
0.021
0.19
0.78
7.00
(2000)
Medelvärde:
(2001)
Medelvärde:
(2000-2001)
5.3 Flaten
Flaten är en eutrof sjö som ligger i Tumbaåns sjösystem i Salems Kommun. Sjösystemet har
sedan lång tid tillbaka belastats av föroreningar från markerna runt omkring, bland annat
genom avloppsvatten från avloppsreningsverk i Rönninge, Salem och Tumba och
näringsämnen från jordbruks- och skogsmarker. Tidigare undersökningar har visat att Flaten
kan vara internbelastad med avseende på fosfor men inga säkra siffror finns.
Fakta om Flaten (Huononen, 2000-05-04):
Total area
Sjöns volym
Maximalt djup
Medeldjup
Omsättningstid
Recipientklass
0.32 km2
6.42 x 105 m3
2.4
1.9 m
0.78 år
4
Beräkningarna för Flaten görs för recipientklass 4 eftersom sjön är ett aktuellt fall för
SWECO VIAK och Salems Kommun och det framräknade reningsbehovet för denna klass är
rimligare att åtgärda på kortare sikt än den för klass 3.
Flatens avrinningsområde (Huononen, 2000-05-04):
Markanvändning
Villor
Radhus
Flerfamiljshus
Sjö
Skog
Ängsmark
Våtmark
Totalt:
Yta (%)
42.6
1.6
0.4
9.3
42.7
0.9
2.5
100
Yta (ha)
147.7
5.7
1.3
32.2
148
3
8.8
346.7
I tabellerna nedan presenteras mätdata och medelvärden på pH, alkalinitet och uppmätt
koncentration av olika föroreningar i Flaten.
54
Tabell 11. Mätdata för näringsämnen och vattenkemi i Flaten 1997-2002 (Personlig kontakt med
Huononen. Data från Huononen, Yoldia och Sollentuna Kommun).
Datum
pH
7.6
9.3
7.48
7.5
Alkalinitet
mekv/l
1.49
1.38
1.49
1.03
Total-N
μg/l
1600
1900
2200
870
1000
1200
1400
1300
1900
2100
Total-P
μg/l
43
87
77
51
44
94
44
77
67
190
24.5
199702
199708
199802
199808
199902
199908
200002
200008
200102
200108
200208
Medelvärde:
(1997)
Medelvärde:
(1998)
Medelvärde:
(1999)
Medelvärde:
(2000)
Medelvärde:
(2001)
Medelvärde:
(2000-2001)
Medelvärde:
(1997-2001)
Medelvärde:
(1997-2002)
8.45
1.44
1750
65
7.49
1.26
1535
64
-
-
1100
69
-
-
1350
61
-
-
2000
129
-
-
1675
95
7.97
1.35
1547
78
7.97
1.35
1547
73
Tabell 12. Mätdata för metaller i Flaten 2002-08 (Personlig kontakt med Huononen. Data från
Huononen, Yoldia och Sollentuna Kommun).
Datum
200208
Cu
μg/l
0.725
Zn
μg/l
8.61
Cd
μg/l
0.0059
Pb
μg/l
0.383
Cr
μg/l
0.0956
Ni
μg/l
0.766
55
6. Resultat från fallstudier
Resultaten från fallstudierna baseras på kalibreringsförfarandet i modellversion 2002-05 och
inte på den automatiska beräkningen av reningseffektivitet och acceptabel belastning som
inkluderas från och med 2002-09. Skillnaden i resultat är inte stor men finns ändå tack vare att
det vid den manuella kalibreringen skulle ta lång tid att få den beräknade koncentrationen att
på decimalen överensstämma med den uppmätta.
När modellen används körs beräkningarna för samtliga föreningar även om den uppmätta
recipientkoncentrationen saknas för några av dem. P.g.a. utrymmesskäl presenteras, i
resultatet, endast de föreningar vars recipientkoncentration varit känd vid minst ett tillfälle
under dataperioden.
Sedimentation och resuspension sker simultant vilket inte framgår tydligt i StormTac, version
2002-05, eftersom modellen behandlar sedimentations- och resuspensionsprocesserna på ett
förenklat sätt genom reningseffektiviteterna. Sedimentbelastningen, Lsed, motsvarar egentligen
nettosedimentationen i sjön och när Lrel vid internbelastning får ett positivt värde visar detta
på ett nettosläpp från sedimenten.
Utförligare redovisning av resultaten återfinns i bilaga 2 och en sammanställning av
beräknade resultat finns i bilaga 3.
I diagrammen som presenteras nedan redovisar stapeln med namnet okal resultatet från den
okalibrerade modellen.
6.1 Belastning till sedimenten
För att få en uppfattning om hur stora de beräknade sedimentflödena är redovisas
sedimentbelastningen för metaller och näringsämnen i nedanstående diagram.
I figur 7-9 presenteras sedimentbelastningen av metaller för de tre fallstudierna.
56
12
Lsed (kg/år)
10
8
okal
2000
6
2001
2000-2001
4
2
0
Pb
Cu
Zn
Cd
Cr
Ni
Figur 7. Sedimentbelastning av metaller i Stora Envättern. Sedimentbelastningen för
Cd var 0.06 kg/år för den okalibrerade modellen och 0.07 kg/år för de kalibrerade 2000,
2001 och periodmedelvärdet 2000-2001. Motsvarande värden för Cr var 0.07 kg/år för
den okalibrerade modellen och 0.05, 0.004 och 0.02 kg/år för 2000, 2001 och
periodmedelvärdet 2000-2001.
400
Lsed (kg/år)
300
200
okal
2000
100
2001
2000-2001
0
Pb
Cu
Zn
Cd
Cr
Ni
-100
-200
Figur 8. Sedimentbelastning av metaller i Fysingen. Sedimentbelastningarna för Cd var
1.7, 1.9, 1.6 och 1.7 kg/år för den okalibrerade modellen, 2000, 2001 respektive
periodmedelvärdet 2000-2001.
57
30
Lsed (kg/år)
25
20
okal
15
2002
10
5
0
Pb
Cu
Zn
Cd
Cr
Ni
Figur 9. Sedimentbelastning av metaller i Flaten. Sedimentbelastningen för Cd var 0.15
kg/år för den okalibrerade modellen och 0.19 kg/år för 2002.
För samtliga sjöar var flödena av Zn, Cu och Pb de största av metallerna, både bland de
kalibrerade och okalibrerade värdena.
De kalibrerade sedimentbelastningarna låg relativt väl samlade under dataperioden för Stora
Envättern medan värdena var något mer spridda för Fysingen som bland annat hade
omväxlande positiva och negativa värden på sedimentbelastningen för Ni och Cr.
Den okalibrerade modellens sedimentbelastningsvärden låg i de flesta fall under de
kalibrerade värdena och underskattade därmed, till stor del, sedimentflödena i de tre
fallstudierna. I alla tre sjöar låg dock de okalibrerade och kalibrerade värdena för
sedimentbelastningen för Cr relativt lika och för Stora Envättern och Flaten var så också fallet
för Ni, Cr och Cd. För Ni och Cr i Fysingen överskattade i stället den okalibrerade modellen
sedimentflödena då de kalibrerade värdena var lägre.
Figur 10-12 redovisar sedimentbelastningen av näringsämnen för de tre sjöarna.
Belastning av fosfor till Stora
Envätterns sediment
Belastning av kväve till Stora
Envätterns sediment
okal
1997
1998
10
1999
5
2000
2001
0
P
1997-2001
1997
600
Lsed (kg/år)
15
Lsed (kg/år)
okal
1998
400
1999
200
2000
2001
0
2000-2001
N
1997-2001
2000-2001
Figur 10. Sedimentbelastning av fosfor och kväve i Stora Envättern.
58
Belastning av kväve till Fysingens
sediment
Belastning av fosfor till Fysingens
sediment
Lsed (kg/år)
800
600
okal
30000
okal
1997
25000
1997
1998
20000
1998
15000
1999
10000
2000
5000
2001
1999
400
2000
200
2001
Lsed (kg/år)
1000
1997-2001
0
P
1997-2001
0
2000-2001
-5000
N
2000-2001
Figur 11. Sedimentbelastning av fosfor och kväve i Fysingen.
Belastning av fosfor till Flatens
sediment
Belastning av kväve till Flatens
sediment
60
300
50
1997
30
1998
1999
20
10
2000
2001
2002
0
-10
-20
-30
1997-2001
200
100
1998
1999
0
2000
2001
2002
-100
2000-2001
1997-2002
okal
1997
Lsed (kg/år)
Lsed (kg/år)
okal
40
1997-2001
2000-2001
-200
1997-2002
-300
Figur 12. Sedimentbelastning av fosfor och kväve i Flaten. Det saknades uppmätt
recipientkoncentration för kväve år 2002 varför sedimentbelastningsstapel saknas för det året.
För samtliga sjöar låg både fosfor- och kväveflödena högre än för någon av metallerna. Av
kväve och fosfor svarade kväve för de största flödena.
De beräknade sedimentbelastningarna för N och P låg väl samlade för Stora Envättern medan
det för Fysingen och Flaten var mer varierade resultat och stora skillnader mellan topp- och
bottenvärden. Fysingen hade toppvärde för P (1998) och N (1997) som visade på stor
nettosedimentation medan bottenvärdena för P (1999) och N (1998) visade på liten
nettosedimentation respektive internbelastning. De allra flesta värdena visade emellertid på
nettosedimentation av både P och N i Fysingen. Flaten hade ett toppvärde för P (2002) som
visade på stor nettosedimentation medan bottenvärdet (2001) visade på relativt stor
internbelastning, dock visade åtta av nio värden på nettosedimentation av P även om storleken
varierade. Liknande resultatspridning uppvisades för N 1999 och 2001, då N hade sina största
respektive minsta sedimentationsbelastningsvärden. Tre av de kalibrerade värdena visade på
internbelastning, tre på liten nettosedimentation och två på stor nettosedimentation i Flaten.
59
Den okalibrerade modellen räknade fram sedimentbelastningsvärden som var lägre än de
kalibrerade för samtliga dataperioder i Stora Envättern och därmed underskattade den
okalibrerade modellen sedimentbelastningen för P och N i sjön. För Fysingen låg de
okalibrerade värdena för P och N någonstans mitt emellan topp- och bottenvärdena för de
kalibrerade sedimentflödena. För P låg de kalibrerade värdena för 1997, 1998 och 2000 över
det okalibrerade värdet medan det för 1999 och 2001 låg under. För periodmedelvärdena
1997-2001 och 2000-2001 låg de kalibrerade sedimentbelastningarna för P ungefär i jämn
nivå med det okalibrerade värdet. I fallet med N underskattade den okalibrerade modellen
sedimentbelastningen i Fysingen i fyra av fallen (1997, 2000, 2001, 2000-2001), överskattade
i två (1998, 1999) och låg jämnt med det kalibrerade i ett fall (1997-2001). I Flaten
överskattades generellt sedimentbelastningen för näringsämnen, förutom år 2002 för P, då den
underskattades, och år 1999 för N, då den låg jämnt med det okalibrerade värdet.
Observera att den saknade stapeln för kväve i Flaten 2002 inte betyder att
sedimentbelastningen var noll, utan att värde för kväve saknades för det året.
6.2 Reningseffektiviteter
Resultaten för reningseffektiviteterna åskådliggörs med följande diagram som bättre visar
skillnaderna mellan föreningarna och skillnaderna mellan okalibrerade och kalibrerade
värden.
Figur 13-15 presenterar reningseffektiviteterna för metaller.
Ni
Cr
2000-2001
2001
Cd
2000
Zn
okal
Cu
Pb
0
20
40
60
80
100
RE (% )
Figur 13. Reningseffektiviteter för metaller i Stora Envättern.
60
Ni
Cr
2000-2001
Cd
2001
Zn
2000
okal
Cu
Pb
-10 -80 -60 -40 -20
0
0
20
40
60
80 100
RE (% )
Figur 14. Reningseffektiviteter för metaller i Fysingen.
Ni
Cr
Cd
2002
okal
Zn
Cu
Pb
0
20
40
60
80
100
RE (% )
Figur 15. Reningseffektiviteter för metaller i Flaten.
De största beräknade reningseffektiviteterna efter kalibrering hade Pb, Cu, Zn och Cd för
Stora Envättern och Fysingen. I Flaten uppvisade samma metaller högst reningseffektiviteter
som i de andra två fallstudierna förutom att Zn ersatte Cr. I den okalibrerade modellen låg de
högsta reningseffektiviteterna hos Cd, Ni och Cr.
61
De kalibrerade reningseffektiviteterna låg, i stort sett, väl samlade för Stora Envättern förutom
för Cr, vars värden varierade. Fysingen hade spridda resultat för samtliga föroreningar utom
för Pb. Framför allt växlade resultaten för Cr och Ni, som båda visade på upp till 60 %
reningseffektivitet år 2000 men som för 2001 och periodmedelvärdet 2000-2001 visade på
internbelastning. Under perioderna som indikerade internbelastning uppvisade Cr negativ
reningseffektivitet på mellan 40-60 % medan Ni visade på upp till ca 80 % negativ
reningseffektivitet.
I stort sett underskattade de okalibrerade värdena reningseffektiviteterna i sjöarna förutom för
Ni i samtliga sjöar, Cr i Stora Envättern och Fysingen och Cd i Fysingen. De kalibrerade
reningseffektivitetsvärdena för Ni låg jämnt med det okalibrerade i Flaten, relativt jämnt med
det okalibrerade i Stora Envättern medan de för Fysingen låg under det okalibrerade värdet.
För Cr överskattade den okalibrerade modellen reningseffektiviteten i Stora Envättern
samtliga dataperioder och samma beteende uppvisades i Fysingen. De kalibrerade
reningseffektiviteterna för Cd i Fysingen låg ungefär på samma nivå eller strax över det
okalibrerade värdet.
Figur 16-18 presenterar reningseffektiviteterna för näringsämnen.
2000-2001
1997-2001
2001
2000
1999
1998
N
1997
okal
P
0
20
40
60
80
100
RE (% )
Figur 16. Reningseffektiviteter för näringsämnen i Stora Envättern.
62
2000-2001
1997-2001
N
2001
2000
1999
1998
P
1997
okal
-20
0
20
40
60
80
100
RE (% )
Figur 17. Reningseffektiviteter för näringsämnen i Fysingen.
1997-2002
2000-2001
N
1997-2001
2002
2001
2000
1999
P
1998
1997
okal
-40
-20
0
20
40
60
80
100
RE (% )
Figur 18. Reningseffektiviteter för näringsämnen i Flaten. Reningseffektiviteterna för
kväve 1997-2002 och 1997-2001 var båda 0.5 %. För 2002 saknades uppmätt
recipientkoncentration för kväve varför stapel saknas för kväve det året.
Innan kalibreringen beräknades reningseffektiviteten vara större för fosfor än för kväve vilket
översiktligt stämde överens med de kalibrerade värdena för samtliga sjöar. Stora Envättern
hade emellertid några år/perioder då de kalibrerade värdena för kväves reningseffektivitet
översteg eller var ungefär samma som den för fosfor. För det mesta understeg
reningseffektivitetsvärdena för näringsämnena motsvarande värden för metallerna.
Stora Envättern uppvisade väl samlade kalibrerade värden för reningseffektivitet för P och N
medan resultaten i Fysingen och Flaten varierade. Fysingen hade toppvärden för P (1998) och
N (1997) på ca 80 % och 60 % medan respektive bottenvärden låg på 10 % (P, 1999) och – 5
% (N, 1998). Fysingen beräknades alltså vara internbelastad på kväve 1998. Flaten uppvisade
63
ännu större skillnader än Fysingen, framför allt när det gäller P. Toppvärdet 2002 visade
reningseffektivitet på 80 % medan bottenvärdet 2001 visade på -20 % reningseffektivitet.
Motsvarande värden för N visade 30 % (1999) respektive -20 % (2001). Flaten beräknades
vara internbelastad med avseende på P och N 2001 och 2000-2001, för N visade
beräkningarna också på internbelastning 1997. Att Flaten saknar stapel för kväve 2002 beror
på att det saknades uppmätt värde på recipientkoncentrationen för kväve det året.
För Stora Envättern låg de okalibrerade värdena under de kalibrerade och underskattade
därmed reningseffektiviteten för P och N under hela dataperioden. I Fysingen låg det
okalibrerade värdet under eller i jämn nivå med de kalibrerade reningseffektivitetsvärdena för
P utom år 1999 och 2001 då det låg över. För N underskattades reningseffektiviteterna i
Fysingen utom för 1997-2001 då det okalibrerade och kalibrerade låg på jämn nivå och 1998
och 1999 då reningseffektiviteten överskattades. För Flaten överskattade de okalibrerade
värdena reningseffektiviteten för P och N samtliga år utom 2002 för P då det underskattades
och 1999 för N då de låg på samma nivå.
6.3 Reningsbehov
För att klargöra reningsbehovet för de olika föroreningarna har uttrycket ▲L/(L+Lb) tagits
fram. Det ska ge en bedömning av hur stor del av den belastning som kommer in via
dagvatten- och bas/grundvattenflöden som behöver renas innan det släpps ut till recipienten.
Negativa värden på reningsbehovet visar hur mycket marginal som finns innan reningsbehov
uppstår.
Figur 19-21 presenterar reningsbehoven för metaller.
25
0
deltaL/(L+Lb)
-25
-50
-75
-100
Pb
Cu
Zn
Cd
Cr
Ni
okal
2000
2001
2000-2001
-125
-150
-175
Figur 19. Reningsbehov för metaller i Stora Envättern. Det okalibrerade
reningsbehovet för Pb var 3, för Cu 0.82 och för Zn -1.92.
64
10
0
deltaL/(L+Lb)
-10
-20
Pb
Cu
Zn
Cd
Cr
okal
Ni
2000
-30
2001
-40
2000-2001
-50
-60
-70
Figur 20. Reningsbehov för metaller i Fysingen. Det okalibrerade reningsbehovet för
Pb var 0.47 och för Cu -0.29. Värdet på reningsbehovet för Cu 2001 var -0.68.
0
-20
Pb
Cu
Zn
Cd
Cr
Ni
deltaL/(L+Lb)
-40
-60
-80
okal
-100
2002
-120
-140
-160
-180
Figur 21. Reningsbehov för metaller i Flaten. Det okalibrerade reningsbehovet för Pb
var -0.75.
Innan kalibrering visade resultatet ett reningsbehov för Pb och Cu i Stora Envättern och Pb i
Fysingen. Ingen av de kalibrerade värdena visade på reningsbehov för någon metall i någon
av fallstudierna. Minst marginal hade Pb och Cu i Stora Envättern, Cu och Cd i Fysingen samt
Pb och Zn i Flaten,
De kalibrerade reningsbehoven för metaller i fallstudierna låg över lag relativt utspridda,
framför allt för Ni och Cr i samtliga sjöar, men även för Cd i Stora Envättern och Zn i
Fysingen. För Cr visade det okalibrerade värdet på att 160 gånger mer av föroreningen kunde
släppas ut innan reningsbehov uppstod i Stora Envättern medan toppvärdet (2001) visade på
30 gånger mer, motsvarande värden för Cr i Fysingen var -60 respektive -10 gånger (2001,
2000-2001). Flaten var den enda sjön där det okalibrerade värdet var större än det kalibrerade
65
värdet, det okalibrerade värdet visade på att 40 gånger mer Cr kunde släppas ut innan
reningsbehov uppstod i sjön medan värdet för 2002 visade på att 160 gånger mer kunde
släppas ut. Pb, Cu och Zn låg relativt jämnt i Stora Envättern och så var också fallet för Pb
och Cu i Fysingen.
De okalibrerade värdena överskattade behovet av rening för Pb, Cu, Zn och Cd för samtliga
sjöar, det kan dock noteras att skillnaden mellan det okalibrerade och kalibrerade värdet för
Zn i Flaten var relativt liten och att vissa av de kalibrerade Cd-värden i Fysingen låg på jämn
nivå med det okalibrerade, I Stora Envättern underskattade den okalibrerade modellen
reningsbehovet för Cr medan det för Ni underskattades eller låg på jämn nivå med det
okalibrerade värdet. I Fysingen underskattades reningsbehovet för Cr och Ni medan det i
Flaten överskattades för Cr och låg jämnt med det okalibrerade värdet för Ni.
I figur 22-24 presenteras reningsbehovet för näringsämnen i de tre fallstudierna.
2
1
okal
1997
deltaL/(L+Lb)
0
1998
1999
-1
2000
P
N
-2
2001
1997-2001
-3
2000-2001
-4
-5
Figur 22. Reningsbehov för näringsämnen i Stora Envättern.
66
1.5
okal
1
deltaL/(L+Lb)
1997
1998
0.5
1999
0
P
N
-0.5
2000
2001
1997-2001
2000-2001
-1
Figur 23. Reningsbehov för näringsämnen i Fysingen.
1
okal
1997
0.5
deltaL/(L+Lb)
1998
1999
0
2000
P
-0.5
N
2001
2002
1997-2001
-1
2000-2001
1997-2002
-1.5
Figur 24. Reningsbehov för näringsämnen i Flaten. Uppmätt recipientkoncentration
av kväve saknades år 2002 varför stapel över reningsbehovet inte finns med i figuren.
De okalibrerade värdena indikerade reningsbehov för P och N i Stora Envättern vilket stämde
dåligt med de kalibrerade värdena eftersom inte något av de kalibrerade värdena pekade på
något reningsbehov i sjön, varken för P eller för N. I Fysingen stämde de okalibrerade
resultaten bra med de kalibrerade för N, i det avseendet att samtliga värden indikerade
reningsbehov, medan resultaten för P var motstridiga. För P i Fysingen indikerade fyra värden
på att inget reningsbehov förelåg medan tre värden visade på motsatsen. För Flaten tydde de
flesta kalibrerade värden på att ett reningsbehov förelåg medan det okalibrerade pekade på
motsatsen.
Reningsbehovet för näringsämnena fluktuerade för samtliga sjöar, mest för P i Fysingen där
fyra av de kalibrerade värdena (1999, 2001, 2000-2001, 1997-2001) indikerade reningsbehov
medan tre (1997, 1998 och 2000) under perioden tydde på motsatsen. I Flaten visade alla
67
kalibrerade värden utom två (P 2002, N 1999) att reningsbehov förelåg för båda
näringsämnena. För Stora Envättern låg alla kalibrerade värden under reningsbehovsgränsen,
men reningsbehovets storlek skiftade från period till period, speciellt för P.
I Stora Envättern överskattade den okalibrerade modellen reningsbehovet för P och N i
samtliga fall. De okalibrerade värdena i Fysingen överskattade reningsbehovet för P 1997,
1998 och 2000, underskattade reningsbehovet 1999 och 2001 medan de låg jämnt för
periodmedelvärdena 1997-2001 och 2000-2001. För N låg värdena för reningsbehovet över
lag ganska jämnt utom 1998 då det okalibrerade värdet låg under och 1997 då det låg över det
kalibrerade värdet. I Flaten underskattade den okalibrerade modellen reningsbehovet för P
och N utom år 2002 då reningsbehovet för P överskattades och år 1999 då reningsbehovet för
N låg på jämn nivå med okalibrerade värdet.
Att stapeln för reningsbehovet för kväve saknas för 2002 beror på att recipientdata för kväve
saknades det året.
6.4 Jämförelser av resultat från beräkningar med medel- och extremvärden
Kompletterande beräkningar har gjorts för ett minvärde och ett maxvärde på fosforhalten för
varje sjö för att få möjlighet att bedöma skillnaderna i resultat som skulle kunna bero på stora
årliga variationer i indata. Det allra minsta och det allra största värdet ströks och
beräkningarna utfördes med den näst högsta och näst lägsta fosforhalten som hädanefter
kommer att kallas max- respektive minvärde. Tabell 13-15 presenterar resultatet, inom
parentes redovisas den procentuella ändringen jämfört med medelvärdet.
Punktdiagrammen över fosforhalterna som låg till grund för valet av medel-, max- och
minvärden för de olika fallstudierna redovisas i bilaga 3 tillsammans med sammanställda
resultat och beräkningar.
Tabell 13. Skillnader i resultat mellan medel-, min- och maxvärden i Stora Envättern.
Lacc (kg/år)
▲
L (kg/år)
Lsed (kg/år)
Lrel (kg/år)
RE (%)
Medel
38.8
-24.8
11.8
0
84
Min
69.0 (+78 %)
-55 (-122 %)
12.8 (+8 %)
0
91
Max
13.1 (-66 %)
1.0 (+104 %)
7.4 (-37 %)
0
52.5
Tabell 14. Skillnader i resultat mellan medel-, min- och maxvärden i Fysingen.
Lacc (kg/år)
▲
L (kg/år)
Lsed (kg/år)
Lrel (kg/år)
RE (%)
Medel
948.6
202.9
621.8
0
54
Min
2424.2 (+155 %)
-1272.7 (-727 %)
944.2 (+52 %)
0
82
Max
522.6 (-45 %)
628.9 (+210 %)
190 (-69 %)
0
16.5
68
Tabell 15. Skillnader i resultat mellan medel-, min och maxvärden i Flaten.
Lacc (kg/år)
▲
L (kg/år)
Lsed (kg/år)
Lrel (kg/år)
RE (%)
Medel
44.0
20.2
17.6
0
27.5
Min
75.0 (+70 %)
-10.8 (-153 %)
36.9 (+110 %)
0
57.5
Max
34.1 (-22.5 %)
30.1 (+49 %)
4.2 (-76 %)
0
6.5
Den parameter som varierade mest för sjöarna var belastningen som måste reduceras innan
utsläpp till recipienten, ▲L, vars max- och minvärden skilde 49-727 % från medelvärdet.
Lsed varierade mellan 8-110 % från medelvärdet.
69
7. Diskussion och slutsatser
Förutsatt att huvuddragen i modellen stämmer tyder beräkningarna på följande:
•
•
•
•
•
•
•
möjlig internbelastning av krom och nickel i Fysingen
möjlig internbelastning av kväve i Fysingen
trolig internbelastning av kväve och fosfor i Flaten
inget reningsbehov av någon metall i någon av fallstudierna
inget reningsbehov av varken metaller eller näringsämnen i Stora Envättern
eventuellt reningsbehov för fosfor och troligt reningsbehov för kväve i Fysingen
troligt reningsbehov för kväve och fosfor i Flaten
Modellresultat som har studerats har dels varit från okalibrerade beräkningar och dels från
beräkningar som kalibrerats mot uppmätta sjöhalter. Den okalibrerade modellens värden
skilde sig ofta och ibland mycket från de kalibrerade värdena vilket kan betraktas som
naturligt eftersom den kalibrerade modellen på ett bättre sätt tar hänsyn till sedimentationen.
En generell slutsats och rekommendation är att kalibrerade beräkningar och resultat föredras
och att kompletterande mätningar bör utföras för att erhålla mer tillförlitliga resultat om
mätdata saknas. Sjöar är komplexa system och de, normalt stora, variationerna i
sjöförhållanden från år till år, och ibland från månad till månad, gör att det är svårt att få
noggranna resultat, t.ex. med avseende på föroreningshalter i sjöns vattenmassa. StormTac är
dock inte avsedd att vara en dynamisk modell som kan förutsäga föroreningshalter och flöden
vid exakta tidpunkter. Syftet med modellen är att på ett relativt enkelt sätt, med approximativa
beräkningar gjorda på årlig basis, få ett verktyg som bättre indikerar åtgärdsbehov och
ungefärligt reningsbehov jämfört med att använda sig av gränshalter för dagvatten.
I samband med detta kan nämnas att de kalibrerade resultaten för den belastning som måste
reduceras innan utsläpp till recipienten, ▲L, för fosfor i Flaten 1999 endast skilde 1 kg/år från
det värde som beräknades i Larm, Holmgren, Welin (2001) där dagvatten- och basflödeshalter
kalibrerats mot uppmätta data.
Ojämnheterna bland de kalibrerade resultaten skilde mycket från sjö till sjö och parameter till
parameter. Stora Envättern uppvisade minst ojämna resultat vilket kan bero på sjöns relativt
stabila värden och konstanta avrinningsområde. Stora Envättern ligger jämförelsevis isolerad
från stora vägar och bebodda områden och har inte samma fördelning av markanvändningar
som de övriga sjöarna i studien. Undersökningen av hur stor skillnaden blir i resultatet,
beroende på vilken recipientkoncentration under en tidsperiod man använder, visade att
skillnaderna kan bli tämligen stora, åtminstone för fosfor, som var det ämne för vilken
undersökningen gjordes. Den belastning som måste reduceras innan utsläpp till recipienten,
▲
L, hade en variation i resultat mellan max- och minvärden på 49-727 % från medelvärdet
medan Lsed, varierade mellan 8-110 % från medelvärdet. Slutsatsen är att det är viktigt att veta
för vilka förhållanden beräkningarna av reningsbehovet gäller och hur mycket det kan variera
mellan olika år. I framtiden skulle en känslighetsanalys vara värdefull för att få reda på vilken
parameter som är mest betydande för resultatet.
Intressanta undantag till att de okalibrerade beräkningarna, för det mesta, underskattade
sedimentbelastningsvärdena för metaller och näringsämnen i sjöarna är kväve och fosfor i
Flaten, där värdena, i de flesta fall, i stället överskattades. En orsak till detta kan tänkas vara
70
Flatens egenskaper som eutrof och troligen internbelastad sjö. Även Fysingen, som också är
en relativt näringsrik sjö, visade mer blandad fördelning kring de okalibrerade värdena för
kväve och fosfor. Fler studier på sjöar med olika trofigrad är motiverat för att undersöka detta
närmare.
Värt att notera är att nickel och krom är två av de metaller som hade högst reningseffektivitet i
den okalibrerade modellen medan de, i den kalibrerade modellen, oftast saknades bland de
högsta värdena. Just nickel och krom förekom, för övrigt, ofta bland de föreningar som visade
varierade resultat, t.ex. visade krom och nickel omväxlande positiv och negativ
nettosedimentation och reningseffektivitet i Fysingen. Kroms och nickels beteende skilde sig
dessutom många gånger från de övriga metallerna. I Stora Envättern underskattade den
okalibrerade modellen reningseffektiviteten för samtliga föroreningar utom nickel, vars
kalibrerade värden låg relativt jämnt med de okalibrerade värdena, och krom vars kalibrerade
reningseffektivitetsvärden låg under de okalibrerade värdena. I Fysingen överskattade den
okalibrerade modellen reningseffektiviteterna för både nickel och krom. Orsaken bakom
krom, nickel och ibland också kadmiums beteende i förhållande till de övriga föreningarna,
vad gäller bland annat reningseffektivitet, kan vara värdefullt att undersöka vidare i syfte att
få mer tillförlitliga resultat från den okalibrerade modellen när uppmätta
recipientkoncentrationer saknas.
I fråga om reningsbehovet indikerade den okalibrerade modellen reningsbehov för bly och
koppar i Stora Envättern, bly i Fysingen och kväve i Stora Envättern medan den kalibrerade
visade på motsatsen. För Flaten var situationen den motsatta där de okalibrerade värdet inte
visade på något reningsbehov, varken för kväve eller för fosfor, till skillnad från de flesta
kalibrerade värden som indikerade att reningsbehov förelåg. De okalibrerade och kalibrerade
värdena uppvisade däremot liknande resultat när det gäller reningsbehovet av kväve och
fosfor i Fysingen även om de, som nämns tidigare, inte visade entydiga resultat om
reningsbehovets storlek.
Att beskriva de naturliga processerna i sjöekosystemen matematiskt är mycket svårt och att
exakt förutspå vad som händer med föroreningar när den når en recipient är näst intill
omöjligt. Flöde, dispersionsprocesser och vattenrörelser har betydande påverkan vid
spridningen av föroreningar men modellering av dessa processer är komplicerade.
Den slumpmässiga naturen i meterologiska och hydrologiska faktorer bidrar till svårigheterna
och att beakta samtliga processer med ingående variabler leder många gånger till alltför
komplexa och mindre användarvänliga modeller. Dessutom kräver omfattande modeller ofta
mycket indata vilket är oönskat då det leder till ökade analyskostnader.
Recipientmodellen i Stormtac är en enklare modell som kräver färre indata men som har sin
svaghet i den förenklade behandlingen av sedimentationen. Syftet med modellen är dock inte
att dynamiskt beräkna processerna utan att ge årliga uppskattningar av de huvudsakliga
flödena till och från recipienten. I princip utgår recipientmodellen från massbalansekvationer
och sannolikt är detta, vilket Håkansson nämnde, den bästa metodiken med avseendet på
syftet med modellen - att kunna uppskatta reningsbehovet med hjälp av en begränsad mängd
indata. Det huvudsakliga användningsområdet för modellresultatet är att ta fram
åtgärder/strategier med syfte att främst få svar på om åtgärden/strategin kan ge tillräcklig
effekt för att vara motiverade, d.v.s. om den förbättrar förhållandena i recipienten.
71
Förutsatt att modellen behandlar de andra flödena korrekt kan resultaten vara mycket
tillförlitliga men detta är svårt att veta eftersom någon enkel och objektiv utvärderingsmodell
saknats i denna studie.
Att jämföra den uppmätta recipientkoncentrationen med den beräknade hade varit ett bra
tillvägagångssätt för utvärdering men då denna behövs i beräkningarna är detta inte
genomförbart. Ett annat sätt att utvärdera hade varit att jämföra sedimentbelastningarna med
kända sådana, t.ex. från litteraturen, men då sedimentationsvärden ofta saknas blir också detta
komplicerat. Litteraturvärden är dessutom ofta baserade på experimentdata på laboratorium
vilket, enligt Håkansson, ger mycket sämre resultat än om man matematiskt modellerar fram
sedimentationsvärdena. En annan idé hade varit att använda sedimentprofiler för att bedöma
sedimentationen men vid ett samtal med Håkansson fick vi veta att sedimentprofilerna inte
säger något om huruvida sjön är internbelastad eller har en nettosedimentering. De tre
processerna som framför allt styr sedimenthalterna är bioturbation, kompaktering och
mineralisering och beroende på vilken av dessa som dominerar kommer profilen att se
annorlunda varför sedimentprofilen inte säger något om belastningen till och/eller från
sedimenten.
Med tanke på den information som finns tillgänglig idag erhålls kanske den bästa
utvärderingen genom att sedimentationsvärden för ett antal fallstudier beräknas enligt de
beskrivna ekvationerna i litteraturstudien och, om möjligt, även med hjälp av de
framkalibrerade värdena på sjunkhastighet m.fl. som nämns där. Även om resultatet skulle
skilja sig åt och Håkanssons och Lindströms ekvationer är alldeles för komplicerade för att
vara aktuella för regelbunden användning i StormTac-modellen, skulle det efter en jämförelse
med StormTac-värdena ge en uppfattning om hur stora skillnader det kan röra sig om och hur
stor osäkerheten är i det vidare arbetet.
Baserat på rimlighet kan reningsbehoven för näringsämnen i Flaten mycket väl stämma
överens med verkligheten. Flaten är eutrof, har haft problem med för höga halter av
näringsämnen under lång tid och har dessutom misstänkts vara internbelastad redan sedan
tidigare. Det skulle heller inte vara överraskande om Fysingen, som är en mesotrof sjö och
som har mycket bebyggelse och åkermark i sitt avrinningsområde, skulle ha det reningsbehov
som beräkningarna tyder på. Att Fysingen skulle vara internbelastad med avseende på nickel
och krom är intressant men svårare att bedöma värdet av, det är inte heller lätt att dra några
slutsatser om modellen fungerar bättre för sjöar med viss trofigrad jämfört med en annan.
Förutom ovanstående slutsatser har examensarbetet lett till en del ändringar i programmet.
Numera beräknas bland annat belastningen från sedimenten (Lsed) direkt och finns med bland
resultaten, kalibreringen sker automatiskt i stället för manuellt och den utgående belastningen
beräknas, i första hand, med hjälp av den uppmätta recipientkoncentrationen om sådan finns
tillgänglig. I framtiden kan det dessutom komma att bli möjligt att göra skillnad på
koncentrationer och flöden i yt- och bottenvatten, dessa funktioner är under utveckling.
72
Referenslista
Brandt Nils, Gröndahl Fredrik: Miljöeffekter, Kompendium i miljöskydd del 4, KTH,
Stockholm 2000.
Gatu- och fastighetskontoret, Miljöförvaltningen, Stadsbyggnadskontoret,
Stadsdelsförvaltningarna och Stockholm Vatten AB: Klassificering av dagvatten och
recipienter samt riktlinjer för reningskrav. Del 2: Dagvattenklassificering.
Huononen Roger: Åtgärdsprogram Sjön Flaten i Salems Kommun, Yoldia-rapport, Stockholm
2000-05-04.
Håkansson Lars: Water Pollution - methods and criteria to rank, model and remediate
chemical threats to aquatic ecosystem, Backhuys Publishers, Leiden 1999.
Håkansson Lars, Peters R.H: Predicitive limnology. Methods for predictive modelling, SPB
Academic Publishing, Amsterdam 1995.
Larm Thomas: Towards integrated watershed management: System identification, material
transport and stormwater handling, Licentiate thesis, Division of Water Resources
Engineering, Department of Civil and Environmental Engineering, Royal Institute of
Technology, Stockholm 1996.
Larm Thomas: Klassificering av dagvatten och recipienter, samt riktlinjer för reningskrav,
PM 1998-12-18, VBB VIAK, Uppdragsgivare: Stockholm Vatten AB.
Larm Thomas: Watershed-based design of stormwater treatment facilities: model
development and applications, Doctoral thesis, Division of Water Resources Engineering,
Department of Civil and Environmental Engineering, Royal Institute of Technology,
Stockholm 2000.
Larm Thomas: Gränshalter för dagvatten, PM 2001-10-19, SWECO VBB VIAK.
Larm Thomas: Beräkning av acceptabel belastning på sjöar med dagvattenmodellen
StormTac, PM 2002-09-17, SWECO VIAK.
Larm Thomas, Holmgren Anna, Welin Anders: Dagvattenföroreningar till sjön Flaten i
Salems Kommun, SWECO VBB VIAK 2001.
Larm Thomas, Linder Mathias: Åtgärdsplan för dagvattenrening i Upplands Väsby Kommun,
SWECO VBB VIAK 2001.
Lindström Martin, Håkansson Lars: A model to calculate heavy metal load to lakes dominated
by urban runoff and diffuse inflow, Department of earth sciences, Uppsala Universitet 2000.
SNV, Naturvårdsverkets rapport 4913: Bedömningsgrunder för miljökvalitet. Sjöar och
vattendrag, Naturvårdsverket 1999.
73
Schueler T.R: Controlling urban runoff: A practical manual for planning and designing
urban BMPs, Department of environmental programs, Metropolitan Washington Council of
Governments, Water Resources Planning Board 1987.
Skoog Per-Arvid: Ekologi, Kompendium i miljöskydd del 1, KTH, Stockholm 2000.
Tollstedt Madeleine: Vattenplan Upplands Väsby Kommun – en del av Oxundaåns
avrinningsområde del 2, 2001.
Welch E.B., Ecological effects of wastewater – applied limnology and pollutant effects 2: nd
ed., Cambridge University Press 1992.
Internetreferenser:
1. http:/hem.passagen.se/larm007/page2_stormtac.htm
2. http://www.ivl.se/affar/miljo_kartl/proj/oljejour/, 2002-08-07.
3. http://info1.ma.slu.se/, 2002-05 – 2002-10
74
Bilaga 1.
φ
φ*
A
Arec
E
Eforest
Elake
C
Ca
Cb
Cb*
Crec*
Crec
Ccr
h
Kinf
Kx
kr
▲
L
L
La
Lacc
Lb
Lin
Lout
Lpoint
Lrel
Lsed
N1
N2
N3
N4
N5
p
Q
Qa
Qb
QE
Qin
Qpoint
Qout
Q*
RE
rda
r2
tdr
Vrec
Vr
Parameterlista
avrinningskoefficient för avrinningsområdet/markanvändningen
avrinningskoefficient från mätningar
avrinningsområdets/markanvändningens area [ha]
recipientens area [ha]
evapotranspirationsintensitet från recipienten [mm/år]
evapotranspirationsintensitet från skog [mm/år]
evapotranspirationsintensitet från sjö [mm/år]
schablonhalt för dagvatten [mg/l]
koncentration i atmosfäriskt nedfall [mg/l]
koncentration i bas/grundvattenflödet [mg/l]
uppmätt koncentration i bas/grundvattenflödet [mg/l]
uppmätt recipientkoncentration [mg/l]
beräknad recipientkoncentration [mg/l]
recipientens gränskoncentration för negativa effekter [mg/l]
recipientens medelvattendjup [m]
del av den årliga nederbörden som infiltrerar
del av Kinf som blir basflöde i vattendrag och som når recipienten
sedimentationskoefficient [1/år]
den del av massbelastningen som måste reduceras [kg/år]
dagvattenbelastning [kg/år]
atmosfärisk deposition [kg/år]
acceptabel belastning i recipienten [kg/år]
bas/grundvattenbelastning på recipienten [kg/år]
total inflödesbelastning på recipienten [kg/år]
total utflödesbelastning från recipienten [kg/år]
punktflödesbelastning på recipienten [kg/år]
internbelastning [kg/år]
belastning till recipientens sediment från vattenmassan [kg/år]
reduktionskoefficient, N1>1 indikerar reningsbehov
volymkoefficient
regressionskonstant
regressionskonstant
antal studier
korrigerad nederbördsintensitet [mm/år]
dagvattenflöde [m3/år]
atmosfäriskt flöde på recipienten [m3/år]
bas/grundvattenflöde på recipienten [m3/år]
evapotranspirationsflöde från recipienten [m3/år]
totalt inflöde till recipienten [m3/år]
punktflöde till recipienten [m3/år]
totalt utflöde från recipienten [m3/år]
uppmätt dagvattenflöde [m3/år]
recipientens reningseffektivitet [%]
medelårsnederbörd [mm]
korrelationskoefficient
recipientens omsättningstid [år]
recipientens volym [m3]
avrinningsvolym vid ett medelavrinningstillfälle [m3]
75
vs
sjunkhastighet [m/år]
76
Bilaga 2.
Resultattabeller
Stora Envättern
Okalibrerade värden
Cr* (μg/l)
Crec (μg/l)
Ccr (μg/l)
Lin (kg/år)
L (kg/år)
Lb (kg/år)
Lout (kg/år)
Lacc (kg/år)
▲
L (kg/år)
Lsed (kg/år)1
Lrel (kg/år)
RE (%)
P
25
25
14.1
7.0
1.8
6.3
13.8
0.3
7.8
0
55
N
1702
625
604.1
132.6
75.6
422.9
221.9
382.2
181.2
0
30
Pb
3
1
3.4
0.7
0.1
0.8
1.0
2.4
2.6
0
75
Cu
4
3
3.4
0.9
0.2
1.0
2.5
0.9
2.4
0
70
Zn
14
20
11.8
1.8
0.7
3.5
16.6
-4.8
8.3
0
70
Cd
0.1
0.1
0.0699
0.0149
0.0023
0.0140
0.1242
-0.0543
0.0559
0
80
Cr
0.1
5
0.0904
0.0149
0.0228
0.0181
6.2124
-6.1220
0.0723
0
80
Ni
0.3
15
0.3
0.1
0.1
0.1
18.6
-18.3
0.2
0
80
1997
Cr*
(μg/l)
Crec (μg/l)
Ccr (μg/l)
Lin (kg/år)
L (kg/år)
Lb (kg/år)
Lout (kg/år)
Lacc (kg/år)
▲
L (kg/år)
Lsed (kg/år)1
Lrel (kg/år)
RE (%)
P
11
11
25
14.1
7.0
1.8
2.7
31.9
-17.8
11.4
0
80.5
N
388
389
625
604.1
132.6
75.6
96.7
970.7
-366.6
507.4
0
84.0
P
7
7
25
14.1
7.0
1.8
1.8
49.7
-35.6
12.3
0
87.5
N
463
462
625
604.1
132.6
75.6
114.8
817.4
-213.3
489.3
0
81.0
1998
Cr* (μg/l)
Crec (μg/l)
Ccr (μg/l)
Lin (kg/år)
L (kg/år)
Lb (kg/år)
Lout (kg/år)
Lacc (kg/år)
▲
L (kg/år)
Lsed (kg/år)1
Lrel (kg/år)
RE (%)
77
1999
Cr* (μg/l)
Crec (μg/l)
Ccr (μg/l)
Lin (kg/år)
L (kg/år)
Lb (kg/år)
Lout (kg/år)
Lacc (kg/år)
▲
L (kg/år)
Lsed (kg/år)1
Lrel (kg/år)
RE (%)
P
10
10
25
14.1
7.0
1.8
2.5
34.5
-20.4
11.6
0
82.0
N
476
474
625
604.1
132.6
75.6
117.8
796.5
-192.4
486.3
0
80.5
2000
Cr*
(μg/l)
Crec (μg/l)
Ccr (μg/l)
Lin (kg/år)
L (kg/år)
Lb (kg/år)
Lout (kg/år)
Lacc (kg/år)
▲
L (kg/år)
Lsed (kg/år)1
Lrel (kg/år)
RE (%)
P
12
12
25
14.1
7.0
1.8
3.0
29.6
-15.5
11.1
0
79
N
402
401
625
604.3
132.6
75.6
99.7
941.3
-337.0
504.6
0
83.5
Pb
0.3
0.3
1
3.4
0.7
0.1
0.1
12.4
-9.1
3.3
0
98
Cu
1.1
1.1
3
3.4
0.9
0.2
0.3
9.3
-5.9
3.1
0
92
P
7
7
25
14.1
7.0
1.8
1.8
49.7
-35.6
12.3
0
87.5
N
371
377
625
604.3
132.6
75.6
93.7
1002
-397.7
510.6
0
84.5
Pb
0.45
0.48
1
3.4
0.7
0.1
0.1
7.1
-3.7
3.3
0
96.5
Cu
0.69
0.68
3
3.4
0.9
0.2
0.2
14.9
-11.5
3.2
0
95
Zn
4.4
4.5
20
11.8
1.8
0.7
1.1
52.3
-40.5
10.7
0
90.5
Cd
0.011
0.011
0.1
0.0699
0.0149
0.0023
0.0028
0.6213
-0.5513
0.0671
0
96
Cr
0.15
0.15
5
0.0904
0.0149
0.0228
0.0371
3.0305
-2.9401
0.0533
0
59
Ni
0.28
0.28
15
0.3
0.1
0.1
0.1
16.9
-16.6
0.2
0
78
2001
Cr*
(μg/l)
Crec (μg/l)
Ccr (μg/l)
Lin (kg/år)
L (kg/år)
Lb (kg/år)
Lout (kg/år)
Lacc (kg/år)
▲
L (kg/år)
Lsed (kg/år)1
Lrel (kg/år)
RE (%)
Zn
4.0
4.0
20
11.8
1.8
0.7
1.0
58.5
-46.7
10.8
0
91.5
Cd
0.017
0.017
0.1
0.0699
0.0149
0.0023
0.0042
0.4142
-0.3442
0.0657
0
94
Cr
0.35
0.35
5
0.0904
0.0149
0.0228
0.0868
1.2943
-1.2039
0.0036
0
4
Ni
0.35
0.35
15
0.3
0.1
0.1
0.1
13.3
-13
0.2
0
72
Medelvärden 1997-2001
Cr*
(μg/l)
P
9
N
420
78
Crec (μg/l)
Ccr (μg/l)
Lin (kg/år)
L (kg/år)
Lb (kg/år)
Lout (kg/år)
Lacc (kg/år)
▲
L (kg/år)
Lsed (kg/år)1
Lrel (kg/år)
RE (%)
9
25
14.1
7.0
1.8
2.3
38.8
-24.8
11.8
0
84.0
425
625
604.1
132.6
75.6
105.7
887.5
-283.4
498.4
0
82.5
Medelvärden 2000-2001
P
9
9
25
14.1
7.0
1.8
2.3
38.8
-24.8
11.8
0
84
Cr* (μg/l)
Crec (μg/l)
Ccr (μg/l)
Lin (kg/år)
L (kg/år)
Lb (kg/år)
Lout (kg/år)
Lacc (kg/år)
▲
L (kg/år)
Lsed (kg/år)1
Lrel (kg/år)
RE (%)
N
386
389
625
604.3
132.6
75.6
96.7
970.7
-366.4
507.6
0
84
Pb
0.40
0.41
1
3.4
0.7
0.1
0.1
8.3
-4.9
3.3
0
97
Cu
0.83
0.82
3
3.4
0.9
0.2
0.2
12.4
-9.0
3.2
0
94
Zn
4.1
4.0
20
11.8
1.8
0.7
1.0
58.5
-46.7
10.8
0
91.5
Cd
0.015
0.015
0.1
0.0699
0.0149
0.0023
0.0038
0.4518
-0.3819
0.0661
0
94.5
Cr
0.28
0.28
5
0.0904
0.0149
0.0228
0.0696
1.6137
-1.5232
0.0208
0
23
Ni
0.33
0.33
15
0.3
0.1
0.1
0.1
14.3
-14.0
0.2
0
74
Minvärde för fosfor
Cr* (μg/l)
Crec (μg/l)
Ccr (μg/l)
Lin (kg/år)
L (kg/år)
Lb (kg/år)
Lout (kg/år)
Lacc (kg/år)
▲
L (kg/år)
Lsed (kg/år)1
Lrel (kg/år)
RE (%)
5
5
25
14.1
7.0
1.8
1.3
69.0
-55.0
12.8
0
91.0
Medelvärde för fosfor 1997-2001
Cr* (μg/l)
Crec (μg/l)
Ccr (μg/l)
Lin (kg/år)
L (kg/år)
Lb (kg/år)
Lout (kg/år)
9
9
25
14.1
7.0
1.8
2.3
79
Lacc
▲
(kg/år)
L (kg/år)
Lsed (kg/år)1
Lrel (kg/år)
RE (%)
38.8
-24.8
11.8
0
84.0
Maxvärde för fosfor
Cr* (μg/l)
Crec (μg/l)
Ccr (μg/l)
Lin (kg/år)
L (kg/år)
Lb (kg/år)
Lout (kg/år)
Lacc (kg/år)
▲
L (kg/år)
Lsed (kg/år)1
Lrel (kg/år)
RE (%)
27
27
25
14.1
7.0
1.8
6.7
13.1
1.0
7.4
0
52.5
1) Finns ej med explicit bland resultaten i recipientmodellen i StormTac version 2002-05 , värdet är beräknat
med hjälp av det kalibrerade värdet på reningseffektiviteten (RE) genom att multiplicera denna med den
inflödande massbelastningen (Lin) med antagandet att allt som inte följer med ut ur sjön sedimenterar.
Fysingen
okal
Cr* (μg/l)
Crec (μg/l)
Ccr (μg/l)
Lin (kg/år)
L (kg/år)
Lb (kg/år)
Lout (kg/år)
Lacc (kg/år)
▲
L (kg/år)
Lsed (kg/år)1
Lrel (kg/år)
RE (%)
P
30
25
1151.5
860.0
222.8
518.2
969.7
181.8
633.3
0
55
N
1864
625
46478.2
32238.6
9088.0
32534.7
15584.1
30894.1
13943.5
0
30
Pb
1
1
101.6
62.5
4.8
25.4
69.8
31.8
76.2
0
75
Cu
2
3
141.5
92.4
19.9
42.4
174.5
-33.1
99.1
0
70
Zn
7
20
385.7
206.5
59.0
115.7
1163.6
-777.9
270
0
70
Cd
0.024
0.1
2.0887
1.1956
0.2063
0.4177
8.7271
-6.6383
1.671
0
80
Cr
0.094
5
8.1607
5.4403
2.0335
1.6321
436.3543
-428.1936
6.5286
0
80
Ni
0.271
15
23.6
11.4
10.5
4.7
1309.1
-1285.4
18.9
0
80
1997
Cr* (μg/l)
Crec (μg/l)
Ccr (μg/l)
Lin (kg/år)
P
N
20
1143
20
1145
25
625
1151.5 46478.2
80
L (kg/år)
860.0 32238.6
Lb (kg/år)
222.8 9088.0
Lout (kg/år)
351.2 19985.6
Lacc (kg/år) 1430.7 25369.4
▲
L (kg/år)
-279.2 21108.8
Lsed (kg/år)1 800.3 26492.6
Lrel (kg/år)
0
0
RE (%)
69.5
57.0
1998
Cr* (μg/l)
Crec (μg/l)
Ccr (μg/l)
Lin (kg/år)
L (kg/år)
Lb (kg/år)
Lout (kg/år)
Lacc (kg/år)
▲
L (kg/år)
Lsed (kg/år)1
Lrel (kg/år)
RE (%)
P
14
14
25
1151.5
860.0
222.8
247.6
2029.6
-878.1
909.3
0
78.5
N
2803
2803
625
48928.2
32238.6
9088.0
48928.2
10908.9
38019.3
0
2450
-5
P
60
60
25
1151.5
860.0
222.8
1047.8
479.5
671.9
103.7
0
9.0
N
2033
2037
625
46478.2
32238.6
9088.0
35555.8
14259.9
32218.2
10922.4
0
23.5
1999
Cr* (μg/l)
Crec (μg/l)
Ccr (μg/l)
Lin (kg/år)
L (kg/år)
Lb (kg/år)
Lout (kg/år)
Lacc (kg/år)
▲
L (kg/år)
Lsed (kg/år)1
Lrel (kg/år)
RE (%)
2000
Cr* (μg/l)
Crec (μg/l)
Ccr (μg/l)
Lin (kg/år)
L (kg/år)
Lb (kg/år)
P
23
23
25
1151.5
860.0
222.8
N
1678
1678
625
46478.2
32238.6
9088.0
Pb
0.12
0.12
1
101.6
62.5
4.8
Cu
0.61
0.61
3
141.5
92.4
19.9
Zn
0.50
0.55
20
385.7
206.5
59.0
Cd
0.012
0.012
0.1
2.0887
1.1956
0.2063
Cr
0.2
0.2
5
8.1607
5.4403
2.0335
Ni
0.54
0.54
15
23.6
11.4
10.5
81
Lout (kg/år)
Lacc (kg/år)
▲
L (kg/år)
Lsed (kg/år)1
Lrel (kg/år)
RE (%)
403.0
1246.7
-95.3
748.5
0
65.0
29281.3
17315.6
29162.5
17196.9
0
37.0
2.0
872.7
-771.1
99.6
0
98.0
10.6
698.2
-556.7
130.9
0
92.5
P
34
34
25
1151.5
860.0
222.8
593.0
847.3
304.2
558.5
0
48.5
N
1569
1558
625
46478.2
32238.6
9088.0
27189.7
18647.6
27830.6
19288.5
0
41.5
Pb
0.22
0.23
1
101.6
62.5
4.8
4.1
436.4
-334.7
97.5
0
96.0
Cu
1.95
1.95
3
141.5
92.4
19.9
34.0
218.2
-76.7
107.5
0
76.0
Pb
0.19
0.20
1
101.6
62.5
4.8
3.6
498.7
-397.0
Cu
1.5
1.5
3
141.5
92.4
19.9
26.2
283.0
-141.6
9.6
13963.3
-13577.6
376.1
0
97.5
0.2089
17.4542
-15.3654
1.8798
0
90.0
3.5091
202.9555
-194.7948
4.6516
0
57.0
9.5
654.5
-630.9
14.1
0
60.0
2001
Cr* (μg/l)
Crec (μg/l)
Ccr (μg/l)
Lin (kg/år)
L (kg/år)
Lb (kg/år)
Lout (kg/år)
Lacc (kg/år)
▲
L (kg/år)
Lsed (kg/år)1
Lrel (kg/år)
RE (%)
Zn
3.7
3.6
20
385.7
206.5
59.0
63.6
2115.7
-1729.9
322.1
0
83.5
Cd
0.026
0.026
0.1
2.0887
1.1956
0.2063
0.4595
7.9337
-5.8450
1.6292
0
78.0
Cr
1.07
1.097
5
19.1607
5.4403
2.0335
19.1607
87.2709
-68.1102
0
11
-57
Ni
10.23
10.24
15
178.6
11.4
10.5
178.6
261.8
-83.2
0
155
-87
1997-2001
Cr* (μg/l)
Crec (μg/l)
Ccr (μg/l)
Lin (kg/år)
L (kg/år)
Lb (kg/år)
Lout (kg/år)
Lacc (kg/år)
▲
L (kg/år)
Lsed (kg/år)1
Lrel (kg/år)
RE (%)
P
30
30
25
1151.5
860.0
222.8
523.9
959.0
192.4
627.6
0
54.5
N
1845
1851
625
46478.2
32238.6
9088.0
32302.3
15696.2
30782.0
14175.9
0
30.5
2000-2001
Cr* (μg/l)
Crec (μg/l)
Ccr (μg/l)
Lin (kg/år)
L (kg/år)
Lb (kg/år)
Lout (kg/år)
Lacc (kg/år)
▲
L (kg/år)
P
29
29
25
1151.5
860.0
222.8
506.6
991.7
159.7
N
1623
1624
625
46478.2
32238.6
9088.0
28351.7
17883.4
28594.8
Zn
2.6
2.5
20
385.7
206.5
59.0
44.4
3035.5
-2649.8
Cd
0.021
0.021
0.1
2.0887
1.1956
0.2063
0.3655
9.9738
-7.8851
Cr
0.78
0.81
5
14.1607
5.4403
2.0335
14.1607
87.2709
-73.1102
Ni
7
7
15
123.6
11.4
10.5
123.6
261.8
-138.2
82
Lsed (kg/år)1 644.9
Lrel (kg/år) 0
RE (%)
56.0
18126.5 98
0
0
39.0
96.5
115.3
0
81.5
341.3
0
88.5
1.7232
0
82.5
0
6
-42
0
100
-81
Minimivärde för fosfor
P
Cr* (μg/l)
12
Crec (μg/l)
12
Ccr (μg/l)
25
Lin (kg/år)
1151.5
L (kg/år)
860.0
Lb (kg/år)
222.8
Lout (kg/år) 207.3
Lacc (kg/år) 2424.2
▲
L (kg/år) -1272.7
Lsed (kg/år)1 944.2
Lrel (kg/år)
0
RE (%)
82.0
Medelvärde för fosfor 1997-2001
P
Cr* (μg/l)
30
Crec (μg/l)
30
Ccr (μg/l)
25
Lin (kg/år)
1151.5
L (kg/år)
860.0
Lb (kg/år)
222.8
Lout (kg/år) 529.7
Lacc (kg/år) 948.6
▲
L (kg/år) 202.9
Lsed (kg/år)1 621.8
Lrel (kg/år)
0
RE (%)
54.0
Maxvärde för fosfor
P
Cr* (μg/l)
55
Crec (μg/l)
55
Ccr (μg/l)
25
Lin (kg/år)
1151.5
L (kg/år)
860.0
Lb (kg/år)
222.8
Lout (kg/år) 961.5
Lacc (kg/år) 522.6
▲
L (kg/år) 628.9
Lsed (kg/år)1 190
Lrel (kg/år)
0
RE (%)
16.5
83
1) Finns inte med bland resultaten i recipientmodellen i StormTac version 2002-05, värdet är beräknat med
hjälp av det kalibrerade värdet på reningseffektiviteten (RE) genom att multiplicera denna med den
inflödande massbelastningen (Lin) med antagandet att allt som inte följer med ut ur sjön sedimenterar.
Flaten
Okalibrerade värden
Cr* (μg/l)
Crec (μg/l)
Ccr (μg/l)
Lin (kg/år)
L (kg/år)
Lb (kg/år)
Lout (kg/år)
Lacc (kg/år)
▲
L (kg/år)
Lsed (kg/år)1
Lrel (kg/år)
RE (%)
P
45
50
64.2
54.2
5.9
28.9
70.9
-6.7
35.3
0
55
N
1091
1250
993.7
479.9
206.6
695.6
1139.0
-145.3
298.1
0
30
Pb
2
3
5.3
3.1
0.1
1.3
7.7
-2.4
4
0
75
Cu
5
9
10.1
7.5
0.9
3.0
19.1
-9.0
7.1
0
70
Zn
15
60
31.3
22.1
2.1
9.4
127.6
-96.3
21.9
0
70
Cd
0.06
0.3
0.1889
0.1389
0.0091
0.0378
0.9568
-0.7679
0.1511
0
80
Cr
0.39
15
1.2336
1.0651
0.1275
0.2467
47.8378
-46.6042
0.9869
0
80
Ni
0.73
45
2.3
1.7
0.5
0.5
143.5
-141.2
1.8
0
80
1997
Cr* (μg/l)
Crec (μg/l)
Ccr (μg/l)
Lin (kg/år)
L (kg/år)
Lb (kg/år)
Lout (kg/år)
Lacc (kg/år)
▲
L (kg/år)
Lsed (kg/år)1
Lrel (kg/år)
RE (%)
P
65
65
50
64.2
54.2
5.9
41.4
49.4
14.8
22.8
0
35.5
N
1750
1749
1250
1115.7
479.9
206.6
1115.7
797.3
318.4
0
122
-11
P
64
64
50
64.2
54.2
5.9
40.8
50.2
14.0
23.4
0
N
1535
1535
1250
993.7
479.9
206.6
978.8
809.4
184.3
14.9
0
1998
Cr* (μg/l)
Crec (μg/l)
Ccr (μg/l)
Lin (kg/år)
L (kg/år)
Lb (kg/år)
Lout (kg/år)
Lacc (kg/år)
▲
L (kg/år)
Lsed (kg/år)1
Lrel (kg/år)
84
RE (%)
36.5
1.5
P
69
69
50
64.2
54.2
5.9
44.0
46.6
17.7
20.2
0
31.5
N
1100
1098
1250
993.7
479.9
206.6
700.6
1130.9
-137.2
293.1
0
29.5
1999
Cr*
(μg/l)
Crec (μg/l)
Ccr (μg/l)
Lin (kg/år)
L (kg/år)
Lb (kg/år)
Lout (kg/år)
Lacc (kg/år)
▲
L (kg/år)
Lsed (kg/år)1
Lrel (kg/år)
RE (%)
2000
Cr*
(μg/l)
Crec (μg/l)
Ccr (μg/l)
Lin (kg/år)
L (kg/år)
Lb (kg/år)
Lout (kg/år)
Lacc (kg/år)
▲
L (kg/år)
Lsed (kg/år)1
Lrel (kg/år)
RE (%)
P
61
61
50
64.2
54.2
5.9
38.8
52.7
11.5
25.4
0
39.5
N
1350
1348
1250
993.7
479.9
206.6
859.5
921.7
72.0
134.2
0
13.5
P
129
129
50
82.2
54.2
5.9
82.2
31.9
50.3
0
18
-22
N
2000
2000
1250
1275.7
479.9
206.6
1275.7
797.3
478.4
0
282
-22
2001
Cr*
(μg/l)
Crec (μg/l)
Ccr (μg/l)
Lin (kg/år)
L (kg/år)
Lb (kg/år)
Lout (kg/år)
Lacc (kg/år)
▲
L (kg/år)
Lsed (kg/år)1
Lrel (kg/år)
RE (%)
2002
P
N
Pb
Cu
Zn
Cd
Cr
Ni
85
Cr* (μg/l)
Crec (μg/l)
Ccr (μg/l)
Lin (kg/år)
L (kg/år)
Lb (kg/år)
Lout (kg/år)
Lacc (kg/år)
▲
L (kg/år)
Lsed (kg/år)1
Lrel (kg/år)
RE (%)
24.5
24.7
50
64.2
54.2
5.9
15.7
130.2
-66.0
48.5
0
75.5
0.383
0.371
3
5.3
3.1
0.1
0.2
42.5
-37.3
5.1
0
95.5
0.725
0.715
9
10.1
7.5
0.9
0.5
127.6
-117.4
9.6
0
95.5
8.61
8.59
60
31.3
22.1
2.1
5.5
218.7
-187.4
25.8
0
82.5
0.0059
0.0059
0.3
0.1889
0.1389
0.0091
0.0038
9.5676
-9.3787
0.1851
0
98.0
0.0956
0.0967
15
1.2336
1.0651
0.1275
0.0617
191.3511
-190.1175
1.1719
0
95.0
0.766
0.763
45
2.3
1.7
0.5
0.5
136.7
-134.4
1.8
0
79.0
Medelvärde 1997-2001
Cr* (μg/l)
Crec (μg/l)
Ccr (μg/l)
Lin (kg/år)
L (kg/år)
Lb (kg/år)
Lout (kg/år)
Lacc (kg/år)
▲
L (kg/år)
Lsed (kg/år)1
Lrel (kg/år)
RE (%)
P
78
78
50
64.2
54.2
5.9
49.8
41.2
23.1
14.4
0
22.5
N
1547
1550
1250
993.7
479.9
206.6
988.7
801.3
192.4
5
0
0.5
Medelvärde 1997-2002
Cr*
(μg/l)
Crec (μg/l)
Ccr (μg/l)
Lin (kg/år)
L (kg/år)
Lb (kg/år)
Lout (kg/år)
Lacc (kg/år)
▲
L (kg/år)
Lsed (kg/år)1
Lrel (kg/år)
RE (%)
P
73
73
50
64.2
54.2
5.9
46.6
44.0
20.2
17.6
0
27.5
N
1547
1550
1250
993.7
479.9
206.6
988.7
801.3
192.4
5.0
0
0.5
Medelvärde 2000-2001
Cr*
(μg/l)
Crec (μg/l)
Ccr (μg/l)
Lin (kg/år)
P
95
95
50
64.2
N
1675
1675
1250
1068.7
86
L (kg/år)
Lb (kg/år)
Lout (kg/år)
Lacc (kg/år)
▲
L (kg/år)
Lsed (kg/år)1
Lrel (kg/år)
RE (%)
54.2
5.9
60.7
33.7
30.5
3.5
0
5.5
479.9
206.6
1068.7
797.3
271.4
0
75
-7
Minimivärde för fosfor
Cr* (μg/l)
Crec (μg/l)
Ccr (μg/l)
Lin (kg/år)
L (kg/år)
Lb (kg/år)
Lout (kg/år)
Lacc (kg/år)
▲
L (kg/år)
Lsed (kg/år)1
Lrel (kg/år)
RE (%)
43
43
50
64.2
54.2
5.9
27.3
75
-10.8
36.9
0
57.5
Medelvärde för fosfor
Cr* (μg/l)
Crec (μg/l)
Ccr (μg/l)
Lin (kg/år)
L (kg/år)
Lb (kg/år)
Lout (kg/år)
Lacc (kg/år)
▲
L (kg/år)
Lsed (kg/år)1
Lrel (kg/år)
RE (%)
73
73
50
64.2
54.2
5.9
46.6
44.0
20.2
17.6
0
27.5
Maxvärde för fosfor
Cr* (μg/l)
Crec (μg/l)
Ccr (μg/l)
Lin (kg/år)
L (kg/år)
Lb (kg/år)
Lout (kg/år)
Lacc (kg/år)
▲
L (kg/år)
Lsed (kg/år)1
Lrel (kg/år)
94
94
50
64.2
54.2
5.9
60.0
34.1
30.1
4.2
0
87
RE (%)
6.5
1) Finns inte med bland resultaten i recipientmodellen i StormTac version 2002-05, värdet är beräknat med
hjälp av det kalibrerade värdet på reningseffektiviteten (RE) genom att multiplicera denna med den
inflödande massbelastningen (Lin) med antagandet att allt som inte följer med ut ur sjön sedimenterar.
88
Bilaga 3.
resultat
Sammanställning och beräkning av
Stora Envättern
METALLER
Lsed
Pb
Cu
2.6
3.3
3.3
3.3
okal
2000
2001
20002001
RE
Pb
2000
2001
20002001
Cd
2.4
3.1
3.2
3.2
Cu
75
98
96.5
97
okal
Zn
8.3
10.7
10.8
10.8
Zn
70
92
95
94
Cr
0.0559
0.0671
0.0657
0.0661
Cd
70
90.5
91.5
91.5
Ni
0.0723
0.0533
0.0036
0.0208
Cr
80
96
94
94.5
0.2
0.2
0.2
0.2
Ni
80
59
4
23
80
78
72
74
deltaL/(L+Lb)
Pb
Cu
Zn
Cd
Cr
Ni
okal
3 0.818182
-1.92 -3.15698 -162.387
-91.5
2000 -11.375 -5.36364
-16.2 -32.0523 -77.9867
-83
2001
-4.625 -10.4545
-18.68 -20.0116 -31.9337
-65
2000-6.125 -8.18182
-18.68 -22.2035 -40.4032
-70
2001
Beräkning av deltaL/(L+Lb)
Cu
Zn
Cd
Pb
deltaL
L
Lb
okal
deltaL
L
Lb
2000
deltaL
L
Lb
2001
deltaL
2.4
0.7
0.1
0.9
0.9
0.2
-4.8
1.8
0.7
-0.0543
0.0149
0.0023
Cr
-6.122
0.0149
0.0228
Ni
-18.3
0.1
0.1
3
0.818182
-1.92
-3.15698 -162.387
-91.5
-9.1
0.7
0.1
-5.9
0.9
0.2
-40.5
1.8
0.7
-0.5513 -2.9401
0.0149 0.0149
0.0023 0.0228
-16.6
0.1
0.1
-11.375
-5.36364
-16.2
-32.0523 -77.9867
-83
-3.7
0.7
0.1
-11.5
0.9
0.2
-46.7
1.8
0.7
-0.3442 -1.2039
0.0149 0.0149
0.0023 0.0228
-13
0.1
0.1
-4.625
-10.4545
-18.68
-20.0116 -31.9337
-65
-4.9
-9
-46.7
-0.3819 -1.5232
-14
89
0.7
0.1
0.9
0.2
1.8
0.7
-6.125
-8.18182
-18.68
L
Lb
20002001
0.0149
0.0023
0.0149
0.0228
0.1
0.1
-22.2035 -40.4032
-70
FOSFOR OCH KVÄVE
Lsed
P
okal
1997
1998
1999
2000
2001
19972001
20002001
N
7.8
11.4
12.3
11.6
11.1
12.3
okal
181.2
507.4
489.3
486.3
504.6
510.6
11.8
1997-2001
498.4
11.8
2000-2001
507.6
RE
P
okal
1997
1998
1999
2000
2001
19972001
20002001
okal
1997
1998
1999
2000
2001
N
55
80.5
87.5
82
79
87.5
30
84
81
80.5
83.5
84.5
84
82.5
84
84
deltaL/(L+Lb)
P
N
0.034091 1.835735
-2.02273 -1.76081
-4.04545 -1.0245
-2.31818 -0.92411
-1.76136 -1.61864
-4.04545 -1.91018
1997
1998
1999
2000
2001
1997-2.81818 -1.36119
2001
2000-2.81818 -1.75985
2001
Beräkning av deltaL/(L+Lb)
P
N
deltaL
L
0.3
7
382.2
132.6
90
Lb
okal
deltaL
L
Lb
1997
deltaL
L
Lb
1998
deltaL
L
Lb
1999
deltaL
L
Lb
2000
deltaL
L
Lb
2001
deltaL
L
Lb
19972001
deltaL
L
Lb
20002001
1.8
75.6
0.034091
1.835735
-17.8
7
1.8
-366.6
132.6
75.6
-2.02273
-1.76081
-35.6
7
1.8
-213.3
132.6
75.6
-4.04545
-1.0245
-20.4
7
1.8
-192.4
132.6
75.6
-2.31818
-0.92411
-15.5
7
1.8
-337
132.6
75.6
-1.76136
-1.61864
-35.6
7
1.8
-397.7
132.6
75.6
-4.04545
-1.91018
-24.8
7
1.8
-283.4
132.6
75.6
-2.81818
-1.36119
-24.8
7
1.8
-366.4
132.6
75.6
-2.81818
-1.75985
FOSFOR
1997
1997
1997
1997
1997
1997
1997
1997
1998
Fosforplot
7
8
27
7
15
6
10
10
4
91
1998
1998
1998
1998
1998
1998
1998
1999
1999
1999
1999
1999
1999
1999
1999
2000
2000
2000
2000
2000
2000
2000
2000
2001
2001
2001
2001
2001
2001
2001
2001
8
5
8
9
7
8
5
6
21
5
7
18
6
6
11
4
4
15
8
31
11
10
11
5
13
5
6
5
6
9
8
92
Fosforkoncentration
(mikrogram/l)
Plot av totalfosforvärden i Stora
Envättern perioden 1997-2001
33
30
27
24
21
18
15
12
9
6
3
0
1996
1997
1998
1999
2000
2001
2002
De överkryssade punkterna är extrempunkter som valts bort. Punkterna som är markerade
med trekanter representerar de max- och minvärden som valts för beräkningarna, punkterna
som markerats med fyrkanter ligger på medelvärdet för perioden.
Min
Medel
Lsed
12.8
11.8
Max
7.4
RE
Min
Medel
Max
91
84
52.5
Min
Medel
deltaL
-55
-24.8
Max
Min
Medel
Max
1
deltaL/(L+Lb)
-6.25
-2.81818
0.113636
Beräkning av
deltaL/(L+Lb)
Minimivärde för
fosfor
deltaL
-55
L
7
93
Lb
1.8
-6.25
Medelvärde för
fosfor 1997-2001
deltaL
-24.8
L
7
Lb
1.8
-2.81818
Maxvärde för fosfor
deltaL
1
L
7
Lb
1.8
0.113636
Fysingen
METALLER
Lsed
Pb
okal
2000
2001
20002001
Cu
2000
2001
20002001
Cr
Ni
99.1
130.9
107.5
270
376.1
322.1
1.671
1.8798
1.6292
6.5286
4.6516
-11
18.9
14.1
-155
98
115.3
341.3
1.7232
-6
-100
Cu
Zn
Cd
Cr
Ni
75
98
96
70
92.5
76
70
97.5
83.5
80
90
78
80
57
-57
80
60
-87
96.5
81.5
88.5
82.5
-42
-81
deltaL/(L+Lb)
Pb
Cu
0.47251
okal
2000
-11.458
2001
-4.9733
20002001
Cd
76.2
99.6
97.5
RE
Pb
okal
Zn
-5.899
Zn
- -2.9299
0.2948
- -51.14
4.9573
-0.683 -6.5156
1.2609 -9.9804
Cd
Cr
-4.7352
-57.2926 -58.694
Ni
-10.96
-26.0637 -28.808
-4.1693
-9.1132 -3.7991
-5.6246
-9.7822 -6.3105
beräkning av deltaL/(L+Lb)
94
Pb
Cu
31.8
62.5
4.8
-33.1
92.4
19.9
0.4725111
0.29475
-771.1
62.5
4.8
-556.7
92.4
19.9
-11.45765
4.95726
deltaL
L
Lb
okal
deltaL
L
Lb
2000
-334.7
deltaL
Cr
Ni
-777.9 -6.6383 -428.19 -1285.4
206.5 1.1956 5.4403
11.4
59 0.2063 2.0335
10.5
2.92994
4.73522
57.2926
58.6941
-13578 -15.365 -194.79
206.5 1.1956 5.4403
59 0.2063 2.0335
-630.9
11.4
10.5
51.1397
10.9604
26.0637
28.8082
-76.7 -1729.9
-5.845
-68.11
-83.2
92.4
19.9
206.5
59
1.1956
0.2063
5.4403
2.0335
11.4
10.5
-4.973254
0.68299
6.51563
4.16934
-9.1132
3.79909
-141.6 -2649.8 -7.8851
92.4
206.5 1.1956
19.9
59 0.2063
-73.11
5.4403
2.0335
-138.2
11.4
10.5
-9.7822
-6.3105
Lb
-397
62.5
4.8
deltaL
L
Lb
20002001
Cd
62.5
4.8
L
2001
Zn
-5.89896
1.26091
9.98041
5.62458
FOSFOR OCH KVÄVE
Lsed
P
okal
1997
1998
1999
2000
2001
19972001
20002001
N
633.3
800.3
909.3
103.7
748.5
558.5
okal
1997
1998
1999
2000
2001
13943.5
26492.6
-2450
10922.4
17196.9
19288.5
627.6
1997-2001
14175.9
644.9
2000-2001
18126.5
RE
okal
1997
1998
1999
2000
2001
P
N
55
69.5
78.5
9
65
48.5
30
57
-5
23.5
37
41.5
95
19972001
20002001
54.5
30.5
56
39
deltaL/(L+Lb)
okal
1997
1998
1999
2000
2001
19972001
20002001
P
0.1679
-0.2579
-0.811
0.62052
-0.088
0.28094
N
0.74756
0.51078
0.91997
0.7796
0.70566
0.67343
0.17769 0.74485
0.14749 0.69192
beräkning av deltaL/(L+Lb)
P
N
deltaL
L
Lb
okal
deltaL
L
Lb
1997
deltaL
L
Lb
1998
deltaL
L
Lb
1999
deltaL
L
Lb
2000
deltaL
L
181.8
860
222.8
30894.1
32238.6
9088
0.167898
0.74756
-279.2
860
222.8
21108.8
32238.6
9088
-0.25785
0.51078
-878.1
38019.3
860
222.8
32238.6
9088
-0.810953
0.919972
671.9
860
222.8
32218.2
32238.6
9088
0.6205209
0.7796
-95.3
860
222.8
29162.5
32238.6
9088
-0.088013
0.705659
304.2
860
27830.6
32238.6
96
Lb
2001
deltaL
L
Lb
19972001
deltaL
L
Lb
20002001
222.8
9088
0.2809383
0.673431
192.4
860
222.8
30782
32238.6
9088
0.1776875
0.744847
159.7
860
222.8
28594.8
32238.6
9088
0.147488
0.691922
FOSFOR
Fosforplot
1997
1997
1997
1997
1998
1998
1998
1998
1999
1999
1999
1999
2000
2000
2000
2000
2001
2001
2001
2001
18
19
27
15
9
14
20
12
132
55
33
20
47
15
18
13
49
35
30
21
97
Totalfosforhalt
(mikrogram/l)
Plot över totalfosforvärden i Fysingen
perioden 1997-2001
150
135
120
105
90
75
60
45
30
15
0
1996
1997
1998
1999
2000
2001
2002
De överkryssade punkterna är de som valts bort. Punkterna som är markerade med trianglar är
de som representerar min- och maxvärden vid beräkningarna. Punkten som är markerad med
en fyrkant ligger på medelvärdet för perioden.
Lsed
Min
Medel
Max
944.2
621.8
190
RE
82
54
Min
Medel
16.5
Max
deltaL/(L+Lb)
Min
Medel
Max
-1.1754
0.18739
0.58081
beräkning av deltaL/(L+Lb)
Minimivärden för fosfor
deltaL
L
Lb
-1272.7
860
222.8
-1.17538
Medelvärde för fosfor 19972001
98
deltaL
L
Lb
202.9
860
222.8
0.187385
Maxvärde för
fosfor
deltaL
L
Lb
628.9
860
222.8
0.580809
Flaten
METALLER
Lsed
Cu
Pb
Zn
4
5.1
okal
2002
7.1
9.6
RE
Cu
Pb
75
95.5
okal
2002
Cd
21.9
25.8
Zn
0.1511
0.1851
Cd
70
95.5
70
82.5
Cr
0.9869
1.1719
Cr
80
98
Ni
1.8
1.8
Ni
80
95
80
79
deltaL/(L+Lb)
Pb
Cu
Zn
Cd
Cr
Ni
-0.75 -1.0714 -3.9793 -5.1885 -39.078 -64.182
2002 -11.656 -13.976 -7.7438 -63.37 -159.41 -61.091
okal
beräkning av deltaL/(L+Lb)
Cu
Zn
Cd
Pb
deltaL
L
Lb
okal
Lb
-9
7.5
0.9
-96.3 -0.7679
22.1 0.1389
2.1 0.0091
-46.6042
1.0651
0.1275
Ni
-141.2
1.7
0.5
-0.75 -1.07143 -3.97934 -5.18851 39.077813 -64.1818
-117.4
7.5
0.9
-187.4 -9.3787
22.1 0.1389
2.1 0.0091
-190.118
1.0651
0.1275
2002 -11.6563 -13.9762
-7.7438 -63.3696
-159.4143 -61.0909
deltaL
L
-2.4
3.1
0.1
Cr
-37.3
3.1
0.1
-134.4
1.7
0.5
99
FOSFOR OCH
KVÄVE
Lsed
P
N
35.3
22.8
23.4
20.2
25.4
-18
48.5
14.4
okal
1997
1998
1999
2000
2001
2002
19972001
20002001
19972002
okal
1997
1998
1999
2000
2001
2002
19972001
20002001
19972002
3.5
17.6
RE
P
okal
1997
1998
1999
2000
2001
2002
19972001
20002001
19972002
298.1
-122
14.9
293.1
134.2
-282
5
-75
5
N
55
35.5
36.5
31.5
39.5
-22
30
-11
1.5
29.5
13.5
-22
75.5
22.5
0.5
5.5
-7
27.5
0.5
deltaL/(L+Lb)
okal
1997
1998
1999
2000
2001
2002
19972001
P
N
-0.1115
0.24626
0.23295
0.29451
0.19135
0.83694
-1.0982
0.38436
-0.2117
0.4638
0.26846
-0.1999
0.10488
0.69687
0.28026
100
20002001
19972002
0.50749 0.39534
0.33611 0.28026
beräkning av deltaL/(L+Lb)
P
deltaL
L
Lb
okal
deltaL
L
Lb
1997
deltaL
L
Lb
1998
deltaL
L
Lb
1999
deltaL
L
Lb
2000
deltaL
L
Lb
2001
deltaL
L
Lb
2002
deltaL
L
Lb
19972001
deltaL
L
N
-6.7
54.2
5.9
-145.3
479.9
206.6
-0.11148
-0.21165
14.8
54.2
5.9
318.4
479.9
206.6
0.246256
0.463802
14
54.2
5.9
184.3
479.9
206.6
0.232945
0.268463
17.7
54.2
5.9
-137.2
479.9
206.6
0.294509
-0.19985
11.5
54.2
5.9
72
479.9
206.6
0.191348
0.10488
50.3
54.2
5.9
478.4
479.9
206.6
0.836938
0.696868
-66
54.2
5.9
-1.09817
23.1
54.2
5.9
192.4
479.9
206.6
0.384359
0.280262
30.5
54.2
271.4
479.9
101
Lb
20002001
deltaL
L
Lb
19972002
5.9
206.6
0.507488
0.395339
20.2
54.2
5.9
192.4
479.9
206.6
0.336106
0.280262
FOSFOR
Fosforplot
1997
43
1997
87
1998
77
1998
51
1999
44
1999
94
2000
44
2000
77
2001
67
2001
190
2002
24.5
1999.5*
73
* Medelhalten av fosfor 1997-2002 (73 mikrogram/l) fanns inte med bland de andra halterna varför ett
teoretiskt år 1999.5 lades till vid plottning av punkterna.
Totalfosforhalt
(mikrogram/l)
Plot över totalfosforvärden i Flaten
perioden 1997-2002
200
175
150
125
100
75
50
25
0
1996
1997
1998
1999
2000
2001
2002
2003
Punkterna som är överkryssade är de som valts bort. Punkterna som markerats med trianglar
är de som representerar de min- och maxvärden som används vid beräkningarna. Punkten som
markerats med en fyrkant ligger på medelvärdet för perioden.
102
Lsed
Min
Medel
Max
36.9
17.6
4.2
RE
Min
57.5
Medel
27.5
Max
6.5
deltaL/(L+Lb)
Min
-0.1797
Medel
0.336106
Max
0.500832
Beräkning av deltaL/(L+Lb)
Minimivärde för fosfor
deltaL
L
Lb
-10.8
54.2
5.9
-0.1797
Medelvärde för fosfor
deltaL
L
Lb
20.2
54.2
5.9
0.336106
Maxvärde för fosfor
deltaL
L
Lb
30.1
54.2
5.9
0.500832
103
