Dagvattenbelastning på sjöar och vattendrag i

Publ 2001:114
Dagvattenbelastning på sjöar och
vattendrag i förhållande till andra
föroreningskällor
2001-11
Dokumentets datum
Dokumentbeteckning
2001-11
Publ 2001:114
Upphovsman (förf attare, utgivare)
Vägavdelningen
Kontaktperson: Åsa Lindgren
Dokumentets titel
Dagvattenbelastning på sjöar och vattendrag i förhållande till andra
föroreningskällor
Huvudinnehåll
Med hjälp av schablonhalter som anges i denna rapport, kan
föroreningsbidraget från vägar uppskattas och jämföras med bidraget från
andra föroreningskällor i avrinningsområdet. De föroreningskällor som
studerats är vägar, tätorter, industrier, skogsmark, jordbruksmark samt
luftdeposition.
ISSN
ISBN
1401 - 9612
Nyckelord
Dagvatten, föroreningskällor, väg, tätort, industri, skogsmark,
jordbruksmark, luftdeposition, utlakning, recipient
Distributör (namn, postadress, telefon, telefax, e-postadress)
Vägverket, Butiken, 781 87 Borlänge
telefon: 0243-755 00, fax: 0243-755 50, e-post: [email protected]
Dagvattenbelastning på sjöar och vattendrag
i förhållande till andra föroreningskällor
VV Publ 2001:114
FÖRORD
Under senare år har allt större krav ställts på att rena vägdagvatten. Dammar,
våtmarker och avsättningsmagasin blir därför allt vanligare längs våra vägar.
En inventering 1999 visade att ca 200 anläggningar fanns längs de statliga
vägarna. Medräknat anläggningar under byggande samt planerade var antalet
drygt 400. Funktionen och nyttan av dessa dagvattenanläggningar är dock
sällan utredd. Är bidraget av föroreningar från andra källor än vägen okänt,
blir nyttan av reningsanläggningen osäker. Med hjälp av i denna rapport
angivna schablonhalter kan föroreningsbidraget från vägar uppskattas och
jämföras med bidraget från andra föroreningskällor. De föroreningskällor som
studerats är vägar, tätorter, industrier, skogsmark, jordbruksmark samt
luftdeposition. Föroreningsstudierna har koncentrerats till tungmetaller och
näringsämnen.
Rapporten har sammanställts av Gunnar Olvik och Jonas Nimfeldt, J&W
Mark och Anläggning. Kontaktperson på Vägverket har varit Åsa Lindgren,
Vägavdelningen.
Borlänge i november 2001
Agneta Wargsjö
i
VV Publ 2001:114
Dagvattenbelastning på sjöar och vattendrag
i förhållande till andra föroreningskällor
SAMMANFATTNING
Många anläggningar har under senare år byggts för att omhänderta vägdagvatten. Är bidragen från andra delar av avrinningsområdet okända blir
nyttan av reningsanläggningarna osäker. Med hjälp av i denna rapport
angivna schablonhalter kan föroreningsbidraget från vägar uppskattas och
jämföras med bidraget från andra föroreningskällor. De föroreningskällor
som har studerats är vägar, tätorter, industrier, skogsmark, jordbruksmark
samt luftdeposition. Föroreningsstudier har koncentrerats till tungmetaller
och näringsämnen. Valet av vilka föroreningsämnen som studerats har
avgjorts av hur väl de blivit undersökta.
Osäkerheten vid val av schablonhalt är stor. Detta gäller speciellt värdena
för utlakning från naturmark. Tillgängliga data ger vid handen att utlakningen kan variera betydligt från olika marker och många parametrar
spelar in. Både val av schablonhalt och hur dessa skall korrigeras på grund
av olika parametrar utgör stora osäkerhetsfaktorer. De i rapporten angivna
schablonhalterna gäller för större områden.
Dagvattnets sammansättning redovisas i form av schablonhalter mätt per
liter. Schablonhalten kan korrigeras med avseende på närhet till tätort,
trafikintensitet, atmosfärisk deposition, nederbörd, byggnadsmaterial,
djurspillning m.m.
Stora förändringar vad avser dagvattnets sammansättning har skett de
senaste årtiondena. Ett tydligt exempel är bly, där halterna i luft och vatten
minskat radikalt.
Punktutsläpp från avloppsreningsverk redovisas som gr/pers år. Andra
antropogena utsläppskällor (industriell verksamhet), är platsspecifik och
information om dessa erhålls enklast genom kommunens eller länsstyrelsens miljöförvaltning. Läckage från gruvavfall är den dominerande
källan till metallförorening av vatten i Sverige idag.
För utlakningen från naturmark har schablonvärden angivits för
skogsmark och för brukad åkermark.
Storleken på utlakningen av metaller och nä ringsämnen från skogsmark avgörs av områdets mark-, vatten-, och kemiska förhållanden. De
viktigaste parametrarna är pH, halter i berg och jord, andelen humus och
hydrologi. Kartor bifogas som visar de viktigaste parametrarnas variation
över landet. Generellt sett är förhållandena sämre i södra Sverige än i norra
– främst beroende på högre luftdeposition och lägre pH-värden i markerna.
Det fåtal mätningar som utförts av utlakningen av metaller från skogsmark
visar att det är svårt att i förväg uppskatta vilka metallmängder som alstras
från ett skogsområde. Användning av de biogeokemiska kartan minskar
ii
Dagvattenbelastning på sjöar och vattendrag
i förhållande till andra föroreningskällor
VV Publ 2001:114
osäkerheten vid val av schablonvärde. Utlakningen av näringsämnen är
normalt låg från skogsmark.
Torvmarker, våtmarker och myrar fungerar som fällor för de flesta
metaller varför utlakningen vanligen är mindre från sådana områden.
Utlakningen från åkermarken beror till viss del av samma parametrar som
utlakningen från skogsmarken men åkermarken är mer påverkad av
mänskliga ingrepp. Jordbruksmarken tillförs kadmium och andra tungmetaller vid gödsling, kalkning och olika typer av besprutning. Tillförseln
av metaller till åkermarken har minskat under den senaste tiden, mycket
beroende på ett ökat miljötänkande och att de olika produkter som används
får ett lägre metallinnehåll. Utlakningen av metaller från jordbruksmark är
normalt något mindre än utlakningen från skogsmark men kan bli lika stor
eller större vid extrema förhållanden som mycket lågt pH, stor avrinning
och kraftig erosion. Vid reducerande förhållanden kan även utlakningen av
järn och mangan bli stor. Utlakningen av näringsämnen är betydligt större
från åkermark än från skogsmark.
På senare år har depositionen av metaller minskat, främst gäller detta
kadmium, bly och nickel. Nedfallet av föroreningar är högre i skogsmark
än på öppen mark beroende på att gaser och partiklar filtreras genom
vegetationen och faller till marken med nederbörden. Det atmosfäriska
nedfallet är en betydande orsak till att metallhalterna i de översta jordlagren är förhöjda.
Utförda beräkningar visar att störst utsläpp av föroreningar, räknat per
ytenhet (gram/ha år), sker vanligtvis från industriområden och vägar.
Mycket grovt räknat är metallhalterna i dagvatten från denna typ av ytor
10 gånger högre än i naturligt lakva tten. Beroende på avrinningsområdets
storlek och arean av respektive marktyp, kan dock utlakning från naturmarker bidra med betydande mängder av en recipients föroreningsbelastning.
iii
Dagvattenbelastning på sjöar och vattendrag
i förhållande till andra föroreningskällor
VV Publ 2001:114
INNEHÅLLSFÖRTECKNING
1 Inledning .......................................................................................................2
1.1 Rapportens syfte ................................................................................... 2
1.2 Rapportens uppbyggnad ....................................................................... 3
2 Dagvattnets sammansättning ........................................................................4
2.1 Dagvattnets föroreningshalter – schablonvärden.................................. 4
2.2 Vad påverkar dagvattnets sammansättning .......................................... 5
2.3 Föroreningshalternas årstidsvariation................................................... 9
3 Punktutsläpp ...............................................................................................10
3.1 Utsläpp från kommunala reningsverk................................................. 10
3.2 Andra antropogena utsläppskällor ...................................................... 13
4 Utlakning från naturmark ...........................................................................14
4.1 Metaller från skogsmark ..................................................................... 14
4.2 Metaller från jordbruksmark ............................................................... 19
4.3 Utlakning av näringsämnen från skogsmark ...................................... 22
4.4 Utlakning av näringsämnen från jordbruksmark ................................ 23
4.5 Luftdepositionen................................................................................. 25
5 Beräkningsanvisningar ...............................................................................28
5.1 Urbana ytor ......................................................................................... 28
5.2 Skogs- och jordbruksmark .................................................................. 28
6 Beräkningsexempel på sjöar och vattendrag ..............................................29
6.1 Beräkning 1......................................................................................... 29
6.2 Beräkningsexempel 2.......................................................................... 34
7 Diskussion/Slutsatser ..................................................................................39
Referenser ........................................................................................................42
Bilagor:
1 Schablonhalter för dagvatten, naturmark och luftdeposition
2 Utsläpp från reningsverk
3 Kartor: Bly
4 Kartor: Kadmium
5 Kartor: Krom
6 Kartor: Zink
7 Kartor: Koppar
8 Kartor: Nickel
9 Kartor: pH
10 Arealförluster från skogs- och åkermark
11 Utgångspunkter för värdering av dagvattenreferenser
1
VV Publ 2001:114
1
Dagvattenbelastning på sjöar och vattendrag
i förhållande till andra föroreningskällor
INLEDNING
Under de senaste åren har vid byggande av nya vägar, ställts allt högre krav
på rening av vägdagvatten. Diken, dammar, våtmarker, avsättningsmagasin
och andra typer av reningsanläggningar är och tycks i framtiden bli ännu
vanligare inslag längs våra vägar. Anläggningarna beskrivs ofta som ett
viktigt steg för att rena vägdagvattnet från föroreningar och minska påverkan
på recipienten. Det är dock sällan utrett vad konsekvenserna på recipienten
blir och hur stor nyttan egentligen är. Är bidraget från andra delar av avrinningsområdet okänd blir nyttan av reningsanläggningarna osäker. Finns
kunskap om den totala belastningen på recipienten, blir det lättare att bedöma
nyttan med att utföra åtgärder för att rena vägdagvattnet.
1.1
Rapportens syfte
I projektet har fakta samlats in vad avser föroreningsutsläpp från olika källor.
Målet har varit att framställa en rapport med beräkningsanvisningar för
värdering av vägdagvattnets föroreningsbidrag till olika recipienter i
förhållande till andra föroreningsutsläpp.
Rapporten kan utgöra ett underlag för studier av recipienter och vilka åtgärder
som bör utföras för att höja vattenkvaliteten i dessa. Den kan också utgöra ett
diskussionsunderlag för vägverk, konsultfirmor och kommuner vid framtagande av MKB samt vid beslut om vilka miljöåtgärder som skall utföras vid
en nyexploatering.
I projektet har sammanställs uppgifter om föroreningsmängder från vägdagvatten. Vidare har sammanställs material om övriga utsläppskällor. Källor
som studerats är: avloppsreningsverk, dagvatten från urbana ytor, föroreningars torr- och våtdeposition samt utlakningen per ytenhet från skogsoch åkermark. Sammanställningen har grundat sig på litteraturstudier, samt
kontakter med experter inom respektive ämnesområde.
Sammanställningen har koncentrerats på de tungmetaller och näringsämnen
som blivit mest frekvent undersökta och där värden finns från samtliga utsläppskällor. Poängen med rapporten är att kunna jämföra olika typer av utsläpp. Därför redovisas bara föroreningar där det finns utförda mätningar på
samtliga utsläppstyper. Undantag är suspenderade ämnen och COD som
redovisas för dagvatten trots att inga haltangivelser redovisas från andra utsläppskällor.
Det bör poängteras att de i rapporten föreslagna schablonhalterna inte utgör
någon sanning. Brist på tillförlitliga data medför att många av de presenterade
värdena är högst osäkra. De beräkningar som utförs redovisar dels ett exakt
2
Dagvattenbelastning på sjöar och vattendrag
i förhållande till andra föroreningskällor
VV Publ 2001:114
värde, dels ett min- max-värde som indikerar inom vilket intervall som
värdena kan variera.
Den viktigaste frågan som bör ställas är förstås om en recipient är påverkad av
föroreningar eller inte? Om så är fallet, är föroreningspåverkan ett långsiktigt
problem eller kan det uppstå akuttoxiska effekter av utsläppen? Spörsmål av
ekotoxikologisk karaktär och vad som är långsiktigt hållbara belastningar tas
inte upp i denna rapport, utan här hänvisas till annan litteratur.
Förhoppningsvis kan denna rapport förbättra förutsättningarna att erhålla en
sammanhängande bild av en recipients föroreningsbelastning och därmed på
ett adekvat sätt kunna angripa föroreningsproblematiken.
1.2
Rapportens uppbyggnad
Rapporten innehåller en sammanställning av tillgängliga data beträffande
spridning av föroreningar och näringsämnen till sjöar och vattendrag. Vidare
redovisas vilka faktorer som påverkar utsläppen från olika typer av markanvändning. I kap 6 redovisas anvisningar och exempel på hur schablonhalter
för föroreningsutsläpp kan beräknas.
I bilaga 1-10 redovisas schablonhalter för olika markanvändning samt kartor
och diagram som kan nyttjas för korrigering av dessa.
3
VV Publ 2001:114
2
Dagvattenbelastning på sjöar och vattendrag
i förhållande till andra föroreningskällor
DAGVATTNETS SAMMANSÄTTNING
1982 publicerades ”Lathund för bedömning av dagvattnets föroreningar”.
Underlaget till denna var ett flertal nordiska dagvattenundersökningar utförda
under slutet av 70-talet.
Stora förändringar har skett sedan dess. Ett tydligt exempel är bly, där
halterna i luft och vatten minskat radikalt. 1994 kom rapporten Dagvattnets
sammansättning (ref Malmqvist et al). I rapporten presenteras nya förslag till
schablonhalter för dagvatten.
Rapporten ”Dagvattnets sammansättning” ligger till grund för föreslagna
schablonvärden för urban markanvändning utom för vägar där ”Schablonhalter av föroreningar och näringsämnen i dagvatten” (Larm, 1997), utgör den
huvudsakliga källan. Värdena har kompletterats och justerats enligt motiv
som redovisas i bilaga 11.
2.1 Dagvattnets föroreningshalter – schablonvärden
I tabell 2.1 och 2.2 presenteras förslag till schablonvärden. Schablonhalterna
väljs om området är typiskt. I tabellerna redovisas sedan variationen inom
vilka intervall som föroreningen kan uppträda. Föreslagna intervall är förhållandevis snäva. För små områden eller vid omgivningsfaktorer som är
”extrema” kan schablonhalter utanför intervallen väljas. Denna rapport riktar
dock in sig på schablonberäkningar för förhållandevis stora områden och i det
avseendet äger de snäva intervallen sin giltighet.
Tabell 2.1. Förslag till schablonhalter för urban markanvändning
Marktyp
Urbana ytor Generellt
Villaområden
Flerfamiljsomr
Bostads- och centrumomr
Stadstrafik
Industri
Bly
Zink
Koppar Kadmium
COD
Susp
Tot-N
Tot-P
medel
medel
medel
medel
medel
medel
medel
medel
(min-max) (min-max) (min-max) (min-max) (min-max) (min-max) (min-max) (min-max)
ug/l
ug/l
ug/l
ug/l
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
25
150
50
0,5
70
120
2,0
0,3
(15-60)
(80-300)
(25-100)
(0,3-0,9)
(40-120)
(50-200)
(1-2,5)
(0,2-0,4)
15
120
35
0,3
60
70
1,5
0,3
(15-40)
(60-200)
(20-70)
(0,2-0,5)
(40-75)
(40-160)
(1-2)
(0,1-0,4)
20
180
50
0,4
80
120
2,0
0,3
(15-60)
(90-300)
(25-100)
(0,3-0,6)
(60-110)
(60-200)
(1-3)
(0,2-0,5)
40
250
70
0,5
120
200
2,0
0,3
(20-70) (120-400)
(90-150) (100-260)
(25-110)
(0,3-0,7)
(1-3)
(0,2-0,6)
240
75
0,5
160
200
2
0,3
(15-70) (100-350)
(25-110)
(0,3-1,0)
110-230)
(70-250)
(1-2,5)
(0,2-0,5)
40
250
70
0,5
90
170
2,0
0,3
(10-60) (120-400)
40
(25-110)
(0,3-0,9)
(60-120)
(70-230)
(1-2,5)
(0,2-0,6)
4
Dagvattenbelastning på sjöar och vattendrag
i förhållande till andra föroreningskällor
VV Publ 2001:114
Tabell 2.2. Förslag till schablonhalter för vägdagvatten från landsväg
Vägtyp
Ådt
Bly
medel
(min-max)
ug/l
0-15 000
Zink
medel
(min-max)
ug/l
Koppar Kadmium
medel
medel
(min-max) (min-max)
ug/ l
ug/l
Tot-N
medel
(min-max)
mg/l
Tot-P
medel
(min-max)
mg/l
COD
Medel
(min-max)
mg/l
Susp
medel
(min-max)
mg/l
20
100
35
0,5
1,2
0,15
40
75
(10-50)
(50-275)
(20-70)
(0,3-0,9)
(0,6-1,8)
(0,1-0,25)
(20-80)
(40-150)
15-30
000
25
150
45
0,5
1,5
0,20
60
100
(15-60)
(75-350)
(25-90)
(0,3-0,9)
(0,8-2,1)
(0,1-0,35)
(30-120)
(50-200)
30-60
000
30
250
60
0,5
2,0
0,25
95
125
(20-70)
(100-600)
(30-120)
(0,3-0,9)
(1,0-2,5)
(0,15-0,5)
(50-190)
(60-250)
2.2 Vad påverkar dagvattnets sammansättning
Enligt Malmqvist, 1994 kan uppgifterna i tabell 2.3 användas som ledning för
bedömning av dagvattnets schablonvärden. Typiska avvikelser är trafikmängd, närhet till större cityområde, belägenhet i Sverige, närhet till luftförorenande industri och sopförbränning, hur mycket koppar och zink som
använts som byggnadsmaterial. Andra viktiga källor till dagvattnets föroreningar är till exempel, atmosfäriskt nedfall, korrosion och djurspillning.
Tabell 2.3 Föroreningskällors relativa betydelse för föroreningshalter i dagvatten. Avser dagvatten från större sammansatta områden (efter Malmqvist et
al, 1994).
Källa
Bly
Zink
Koppar
Kväve
Fosfor
COD
stor
någon
någon
någon
liten
stor
Korrosion,
erosion
liten
stor
dominant
liten
någon
någon
Regn, stoftnedfall
någon
stor
någon
stor
någon
någon
liten
liten
liten
någon
stor
liten
Trafik
*
Lokala aktiviteter
*
Tabellen har korrigerats för trafikens betydelse vad avser COD och bly (från dominant till
stor).
För suspenderade halter kan väljas lägre halter i bostadsområden med låg
trafik, högre halter i områden med hög trafik.
5
VV Publ 2001:114
Dagvattenbelastning på sjöar och vattendrag
i förhållande till andra föroreningskällor
2.2.1 Trafik på gator och vägar
Enligt Malmqvist, 1994, bidrar trafiken med 9-16 % av fosforn i dagvattnet.
För metaller varierar bidraget, till exempel för bly upp till 97 % i centrumområden med mycket trafik ner till några enstaka procent i förortsområden
med lite trafik. För zink svarar trafiken för ca 40 % i områden med mycket
trafik och ca 10 % i område med lite trafik. Beträffande koppar anges trafikens bidrag som försumbart, men enligt nya rön har det visat sig att nya bromsbelägg innehåller och avger koppar. Koppar/mässing ersatte asbest i bromsbelägg när det förbjöds vid slutet av 1980-talet (Naturvårdsverket, 1998).
Föreslagna schablonhalter för vägdagvatten kan synas låga jämfört med
halterna för annan urban markanvändning. Orsakerna till detta har främst att
göra med uppsamlingssystemet. Längs en väg rinner vägdagvattnet först över
en slänt för att sedan transporteras i diken. En betydande rening sker jämfört
med en ”vanlig” stadsmiljö där dagvattnet vanligtvis leds direkt till ledningssystemet. Vägar med kantstöd och direkt uppsamling i ledningssystem, kan
alltså förväntas ha betydligt högre föroreningshalter än redovisade. Uppskattningsvis kan föroreningshalterna från en väg med kantstöd och dagvattenbrunnar, jämfört med en nyanlagd väg med flacka slänter (1:6) och
svagt lutande vägdiken, vara mer än tre gånger så höga beträffande suspenderat material och bly; ca dubbelt så högt för övriga metaller och ca 10
procent högre för kväve. Hur väl vägslänter och diken renar, beror på dess utformning, materialval och vegetation. Föreslagna schablonhalter gäller för en
landsväg med normal slänt- och dikesutformning. Jämför även med tabell 2.1
Marktyp Stadstrafik där betydligt högre schablonvärden redovisas.
Det är lätt att anta att föroreningshalten i vägdagvattnet stiger med ökad
trafikintensitet. Enligt Larm, 1997 pekar många undersökningar på att så är
fallet. Samtidigt visar, enligt samma studie, andra undersökningar att något
samband mellan trafikintensitet och föroreningshalt inte finns. Anledningen
till det skulle vara att vägytan har en begränsad lagringsförmåga. Överskottet
skulle då försvinna genom bortblåsning och därmed inte belasta vägdagvattnet. Det vore rimligt att anta att detta gäller åtminstone vid trafikflöden
högre än 50 – 100 000 ådt.
Vägens utformning spelar roll för hur mycket föroreningar som lagras på vä gbanan. Är vägen utformad med kantstöd lagras sannolikt en större andel av
föroreningarna. Huruvida vägen är utsatt för vind eller inte påverkar hur
mycket av föroreningarna som ligger kvar på vägbanan. En väg längs ett
öppet kustavsnitt lagrar föroreningar betydligt sämre än en väg i skogsbygd.
Även nederbördsvariationen spelar roll. I ett område med hög nederbörd och
där tiden mellan varje regn är kort, är sannolikt föroreningshalterna lägre jämfört med ett område med låg nederbörd och längre tid mellan regntillfällena. I
utförda beräkningar i kap 6 antas att föroreningsbelastningen är proportionell
med nederbördsmängden.
6
Dagvattenbelastning på sjöar och vattendrag
i förhållande till andra föroreningskällor
VV Publ 2001:114
Nederbörden i Sverige varierar mellan olika platser från ca 450 mm/år
(Utklippan, Ölands södra udde) till ca 1000 mm/år (Storlien, Riksgränsen).
De flesta platser i Sverige har en årlig nederbörd på ca 550 – 750 mm/år.
Enligt vägverket uppskattas att varje år slits ca 110 000 ton beläggning loss
från Sveriges vägar. De senaste tio åren har slitaget av vägar minskat kraftigt.
1988-89 uppskattades slitaget till 450 000 ton/år. Slitaget har alltså minskat
fyrfaldigt på en tioårsperiod. Orsaken till detta anges främst vara den förändrade vinterdäcksanvändningen. Övergång till lättviktsdubb, färre dubbar
på däcken och att alltfler väljer att använda odubbade däck är huvudorsakerna
till det minskade slitaget. På högtrafikerade vägar används numera slitstarkare
beläggning i större utsträckning. Däckslitaget uppgår till ca 9000 ton per år.
Med lagen om vinterdäck som började gälla 1999, kan dubbdäcksanvändningen åter öka, med förväntat ökat vägslitage som följd. Beträffande innehåll
i beläggningsslitage, hänvisas till rapporten ”Road construction materials as a
source of pollutants” (Lindgren, 1998).
Enligt Malmqvist 1994, har trafikintensiteten en dominant påverkan på dagvattnets innehåll beträffande bly och suspenderade ämnen. Med tanke på det
minskade vägslitaget och de sänkta blyhalterna i bensin bedöms detta samband inte vara lika tydligt längre.
2.2.1.1 Totala metallutsläpp från trafiken
Tabellen nedan visar det totala utsläppet från trafiken, alltså inte vad som
direkt påverkar dagvattnet. Avnötning av vägbanor ger till exempel oftast
partiklar med stor diameter (Folkeson, 1992) varvid en betydande fastläggning kan ske i vä gslänter.
Tabell 2.4. Totala metallutsläppet via trafik.(ton/år)
Däck
Bränsle
Vägbanor
Bromsbelägg
Korrosion/
avrinning
Totalt
Bly
5
<3
1,7
11
?
Zink
167
1
17
17
?
Koppar
3,3
0,025
6,7
73
?
Kadmium
<0,05
0,08
0,03
<0,02
?
18
201
83
0,1
omräknat efter Naturvårdsverket, 1998.
Som tabellen tydligt visar, råder osäkerhet beträffande korrosion på grund av
bristande data, men det är troligen en betydande källa till frigörelse för zink
(Naturvårdsverket, 1998).
7
VV Publ 2001:114
Dagvattenbelastning på sjöar och vattendrag
i förhållande till andra föroreningskällor
2.2.2 Korrosion
Korrosion kan lokalt orsaka höga halter av metaller i dagvattnet. Vanliga
källor är koppartak, bilar och annan friliggande metall som ga lvaniserade
belysningsstolpar m.m.
Enligt Malmqvist, 1994 svarar korrosionen av zink för ca 25% av dagvattnets
innehåll i områden där zink används i byggnadsmaterial. För koppar kan
motsvarande värde vara upp till 65-75%.
2.2.3 Ledningssystemets uppbyggnad
I äldre centrumbebyggelse kan en förhållandevis stor andel hus ha koppartak,
men för den skull kan halterna i dagvattnet vara förhållandevis små. Orsaken
till detta är ledningssystemens uppbyggnad. I äldre ledningssystem leds allt
avloppsvatten (spill- och dagvatten) i ett kombinerat ledningssystem. Även
om de flesta städer nu kompletterats till ett duplikatsystem (separerat dag- och
spillvattensystem) är det inte ovanligt att en så stor andel som 50% av stuprören i den äldre bebyggelsen forfarande är kopplade till spillavloppsledningen. Kommunerna har haft olika ambitionsnivå beträffande uppdelningen
av spill- och dagvatten. Vid en jämförelse av två äldre centrumområden av
liknande karaktär kan av den anledningen både dagvattnets volym och
föroreningsmängder skilja sig.
Nya lösningar som lokalt omhändertagande av dagvatten påverkar också
dagvattnets sammansättning och volym. Ofta tas dagvatten omhand lokalt när
det är lite eller endast måttligt förorenat. Effekten av det kan bli att föroreningshalterna i dagvattenledningarna stiger, samtidigt som den totalt
uttransporterade mängden minskar.
2.2.4 Atmosfärisk deposition
Enligt Malmqvist härstammar ca 80 % av kvävebelastningen i urban miljö
från den atmosfäriska depositionen. För fosfor anges värden mellan 30-70 % i
centrumområden och 75-85 % i förortsområden.
För bly anges den atmosfäriska depositionens del av den totala belastningen
till några enstaka procent i centrumområden med mycket trafik och upp till
nära 100 % i förortsområden med lite trafik. För zink anges motsvarande
siffror vara 33 % i centrumområden resp. 70 % i förortsområden. För koppar
gäller att där det inte används som byggnadsmaterial dominerar depositionen,
med upp till 99 % av den totala belastningen.
Av den totala luftdepositionen i Sverige kommer i genomsnitt för samliga
metaller ca 70 % från andra länder. Depositionen av bly kommer nästan
uteslutande från den inhemska trafiken. Metallhalterna är generellt högst i
södra Sverige och avtar norrut. (Miljöförvaltningen m.fl., 1999)
8
Dagvattenbelastning på sjöar och vattendrag
i förhållande till andra föroreningskällor
VV Publ 2001:114
2.2.5 Djurspillning
Enligt Malmqvist, 1994, kommer ca 20 % av kvävet från djurspillning. För
fosfor anges värden mellan 10-50 % i centrumområden och 10-25 % i förortsområden.
2.3 Föroreningshalternas årstidsvariation
Angivna schablonvärden (tabell 2.2) avser dagvattnets medelhalter under den
tiden på året då dubbdäck inte används. Under vinterhalvåret kan dagvattnets
innehåll av COD och bly vara 40 % högre på grund av ökad chokeanvändning, dubbdäck m.m. Koppar- och zinkhalter kan vara lägre på grund av
minskad korrosion av byggnadsmaterial. Kväve och fosfor uppvisar små årstidsvariationer.
Kommunal snöröjning och borttransport av snö koncentrerar föroreningar vid
de platser där snön tippas. Vid snösmältningen transporteras föroreningar
vidare till mark, yt- och grundvatten i tippområdet, vilket kan inverka på
halterna i norra Sverige.
9
VV Publ 2001:114
3
Dagvattenbelastning på sjöar och vattendrag
i förhållande till andra föroreningskällor
PUNKTUTSLÄPP
3.1 Utsläpp från kommunala reningsverk
Utsläpp av avloppsvatten till recipient sker främst genom de kommunala
reningsverken, men även från vissa industrier som renar vatten i egen regi.
Totalt släpps ca 1 300 miljoner m3 vatten ut årligen via de kommunala
reningsverken i Sverige. Det motsvarar 420 liter vatten per invånare och dygn.
I diagrammen nedan redovisas utsläpp från kommunala reningsverk som
gram/person och år. Om värdet multipliceras med antalet personekvivalenter
(pe) som är anslutna till ett reningsverk erhålls ett schablonvärde på utsläppet.
Det finns olika typer av reningsverk med olika typer av rening:
Biologisk rening avlägsnar främst syreförbrukande organsikt material från
avloppsvattnet med hjälp av mikroorganismer under tillförsel av luft.
Kemisk rening avlägsnar främst fosfor från avloppsvattnet, men ger också en
förbättrad avskiljning av suspenderade ämnen.
Biologisk-kemisk rening är en kombination av någon kemisk och biologisk
metod. Ett flertal varianter finns. Vanliga är biologisk bädd eller aktivslamanläggning med förfällning, simultanfällning eller efterfällning.
Kväverening sker oftast i ett biologiskt reningssteg. I samband med
införandet av kväverening i en existerande anläggning byggs befintligt
biologiskt reningssteg ut.
Kompletterande rening (filter) är ett ytterligare reningssteg som kan
användas vid utsläpp i särskilt känsliga recipienter. Det sker ofta genom
sandfiltrering av avloppsvattnet.
Den i särklass vanligaste reningsverkstypen har biologisk-kemisk rening utan
varken kväverening eller kompletterande rening.
Tabeller och diagram är framställda med hjälp av data från Statistiska
centralbyrån (SCB, 1992 och 1995). Inga data har påträffats vad avser utsläpp
av metaller från reningsverk med enbart biologisk rening.
10
Dagvattenbelastning på sjöar och vattendrag
i förhållande till andra föroreningskällor
VV Publ 2001:114
16,00
14,00
kg/pers och år
12,00
10,00
8,00
6,00
4,00
2,00
0,00
Biologisk rening
Kemisk rening
Biologisk-kemisk
rening
Kväverening
Kompl rening
Genomsnitt
COD
BOD
Kväve
Fosfor
11,10
13,50
8,20
2,50
5,60
1,50
2,50
4,10
3,40
0,29
0,07
0,06
7,30
8,60
8,50
1,30
1,40
1,70
2,60
3,20
3,30
0,06
0,04
0,06
Diagram 3.1. Utsläpp från reningsverk, organiskt material och näringsämnen
6,0
5,0
4,0
3,0
2,0
1,0
0,0
Cr
Zn
Cu
Kemisk
0,3
3,5
1,2
Biologisk-kemisk
0,5
5,4
2,1
Kväverening
0,2
4,0
2,4
Kompl.rening
0,3
4,3
2,3
Genomsnitt
0,5
5,1
2,1
Diagram 3.2. Utsläpp från reningsverk, metaller
11
VV Publ 2001:114
Dagvattenbelastning på sjöar och vattendrag
i förhållande till andra föroreningskällor
1,2
1,0
0,8
0,6
0,4
0,2
0,0
Ni
Pb
Cd
Kemisk
0,5
0,1
0,03
Biologisk-kemisk
1,1
0,3
0,04
Kväverening
1,1
0,3
0,01
Kompl.rening
0,6
0,4
0,07
Genomsnitt
1,0
0,3
0,04
Diagram 3.3. Utsläpp från reningsverk, metaller
12
Dagvattenbelastning på sjöar och vattendrag
i förhållande till andra föroreningskällor
VV Publ 2001:114
3.2 Andra antropogena utsläppskällor
Antropogena källor med omfattande utsläpp till vatten kan specificeras enligt
nedanstående tabell. Verksamheten är oftast platsspecifik och inga schabloner
redovisas för dessa branscher. Om man jämför dessa branschers utsläpp med
utsläppen från de kommunala reningsverken framgår att utsläppen kan vara
betydande. Flertalet av de större förorenarna är dock kustbaserade och
vanligtvis påverkas inte mindre recipienter.
Information om utsläpp från industriverksamhet erhålls enklast genom
kommunens eller länsstyrelsens miljöförvaltning.
Tabell 3.1. Metallutsläpp till vatten från olika k ällor 1995.
Bransch*)
Bly
Kadmium
Zink
Koppar
kg
kg
ton
ton
kg
kg
kg
2 400
270
52
17
3 000
7 800
530
820
57
14
0,57
460
..
24
2 800
700
360
21
..
..
..
..
..
49
..
..
..
..
3 300
560
90
7,7
4 000
4 600
7
81
6
0,29
0,073
87
100
2
Kemisk industri
..
6
..
..
91
..
6
Glastillverkning
17
..
..
..
..
..
..
Järn- och. stålverk
1 900
180
6,9
1,9
3 300
2 100
0
Metallverk
1 300
21
2
0,69
12
120
20
310
10
4
0,17
390
230
..
13 000
1 800
580
50 11 000 15 000
589
Kommunala
reningsverk
Gruvor
Gruvavfall,
deponier
Rayonindustri
Massa- och
pappersindustri
Raffinaderier
Verkstadsindustri
Totalt
Källa: Naturvårdsverket och SCB
*)
Enligt Miljöförordningen
13
Krom Nickel
Kvick
silver
VV Publ 2001:114
4
Dagvattenbelastning på sjöar och vattendrag
i förhållande till andra föroreningskällor
UTLAKNING FRÅN NATURMARK
Med föroreningsutlakning åsyftas i denna rapport den transport av metaller
och näringsämnen som sker via yt-, mark- och grundvatten till sjöar och ytvattendrag. Storleken på utlakningen från skogs- och åkermark avgörs av
områdets mark-, vatten-, och kemiska förhållanden. Förslag till schabloner på
utlakningen ges i tabell 4.1.
4.1 Metaller från skogsmark
Naturvårdsverkets mätningar visar att metallhalterna i små skogsbäckar i
södra Sverige är högre än i större vattendrag. Detta visar att det pågår en
metallutlakning från (främst den försurade) skogsmarken. Utlakningen av
metaller från skogsmark och åkermark är vanligen betydligt mindre än vad
som alstras från områden av mer urban karaktär. Men genom att naturmarken
ofta utgör en stor del av avrinningsområdena är det ändå viktigt att ta med
dess föroreningsbidrag vid summeringen av föroreningstransporterna till
recipienten.
Uppskattningar av metallutlakningens storlek försvåras av att förhållandevis
få mätningar är utförda och att det är många faktorer som påverkar utlakningen. Förslag på schablonhalter för några olika ämnen redovisas i tabellen
4.1. Schablonerna har valts efter att referensunderlaget som redovisas i bilaga
10 värderats och extremvärden valts bort.
Tabell 4.1. Föreslagna medelvärden samt Min-Max-värden för
metallutlakning från skogsmark. Samtliga halter i g/ha år
Ämne
Schablonhalt
Medel
Schablonhalt
Min Max
Pb
Cd
Cr
Zn
Cu
Ni
Hg
Tot-N Tot-P
4
0,6
2,5
100
3
4
0,02
2000
60
1-10
0,25-1
1-3
15-160
1-8
1-6
0,010,06
5003000
30-120
För att erhålla ett mer korrekt värde för metallutlakningen måste schablonhalterna korrigeras utifrån förhållandena i det undersökta området. Här
föreslås att schablonhalterna väljs med hänsyn till biogeokemin i området
(avsnitt 4.1.1) samt de lokalt påverkande faktorerna som beskrivs i avsnitt
4.1.2 - 4.1.10. I kapitel 6 har några egna beräkningar genomförts av
utlakningen från olika områden.
14
Dagvattenbelastning på sjöar och vattendrag
i förhållande till andra föroreningskällor
VV Publ 2001:114
4.1.1 Biogeokemiska kartan
1982 påbörjade SGU (Sveriges Geologiska Undersökning) en rikstäckande
biogeokemiska kartering. Idag är södra, mellersta samt de mer tätbefolkade
delarna av norra Sverige karterade och biogeokemiska kartor har upprättats.
De biogeokemiska kartorna visar tungmetallinnehållet i bäckvattenväxter i
vattendrag med stort innehåll av grundvatten. Kartorna används främst för att
påvisa malmförekomster men kan även användas för diverse miljöändamål.
Skalan på kartorna är 1:250 000 alternativt 1:1 000 000. Provtätheten är ett
prov per 5-7 km2 .
Anses inte detaljnivån i de biogeokemiska kartorna tillräcklig måste informationen kompletteras genom hänsynstagande till nedan beskrivna faktorer.
4.1.2 Metallhalten i jord
Genom inlandsisarna har Sverige förhållandevis unga jordar där metallhalten
till stora delar är ärvd från den ursprungliga berggrunden. Vittring, atmosfäriskt nedfall och andra kemiska och biologiska processer har gjort att olika
lager bildats i jordprofilen med olika metallinnehåll. De översta jordlagren
består till mycket stor del av organiskt material och i detta anrikas metallerna.
Beroende på markkemin, nederbörden och metallernas egenskaper kommer de
att spridas mer eller mindre långt nedåt i jordprofilen. Till de metaller som rör
sig lättast hör kadmium, zink, koppar, kobolt och nickel. Lagret under anrikningsskiktet benämns alven (eller C- horisonten), alven återspeglar de
naturliga halterna i jordprofilen. (SNA 1994) Vanligen är markens pool av
metaller betydligt större än utlakningen (Hultberg och Skeffington 1998).
SLU gör mätningar av metallhalten i skogsmark. Mätningar av halterna av
nickel, bly, krom, zink och koppar i skogsmark redovisas i bilaga 3, 5-8.
4.1.3 pH i mark och vatten
En av de viktigaste faktorerna för metallernas rörlighet är pH-värdet i mark
och vatten. Det sura svavel- och kvävenedfallen har gjort att pH- värdet i de
ytliga jordlagren sjunkigt betydligt. pH- värdet ökar normalt nedåt i markprofilen (se bild 4.1). Buffertkapaciteten i marken bestämmer områdets
känslighet för försurning där hög kalkhalt innebär en minskad känslighet.
Rörligheten av framför allt kadmium och zink men även av aluminium,
koppar, bly, kobolt och mangan ökar med sjunkande pH (SNA 1994). Utlösningen av dessa metaller har ökat från berg och jord i försurade områden
(Ekelund et al 1993). Några ämnen som fosfor, arsenik, uran och molybden
binds hårdare i marken vid lågt pH men kan frigöras om pH blir högt
(Ekelund 1993, SNA 1994). Kvicksilver påverkas inte av pH (Borg och
Johansson 1989).
15
VV Publ 2001:114
Dagvattenbelastning på sjöar och vattendrag
i förhållande till andra föroreningskällor
Bild 4.1
Markstruktur och
pH-värden i
podsoljordmån
(Bertills och
Hanneberg
1995).
Utlakningens pH-beroende har bland annat påvisats i det så kallade ”Takprojektet” som är en omfattande undersökning av skogsområdet runt Gårdsjön
i södra Sverige. Genom att övertäcka en del av skogen med ett tak upphörde
det sura nedfallet över detta område. Utlakningen av arsenik, kadmium,
kobolt, koppar, mangan, nickel, vanadin och zink minskade betydligt som en
följd av övertäckningen. Störst var minskningen av mangan (50 %). Utlakningen av järn och bly påverkades inte. (Hultberg och Skeffington 1998)
En karta med pH-värden i skogsmark (B-horisont) redovisas i bilaga 9.
4.1.4 Metallhalten i berggrunden
Förekomsten av koppar, zink, kadmium, kvicksilver och arsenik i vattendragen sätts vanligen i samband med mineraliseringar och malmer innehållande dessa ämnen. Avrinningsområdets geologi är därför mycket viktigt
för storleken på metallutlakningen. Vittringen, och därmed spridningen av
metaller från berggrunden, är större i områden med sur nederbörd.
Sveriges berggrund består i stor uträckning av graniter med ett vanligtvis lågt
innehåll av tungmetaller. 25 % av berggrunden består av så kallade basiska
bergarter där bakgrundshalterna av koppar, krom, nickel, kobolt och vanadin
är förhöjda. Av de sedimentära jordarterna har skiffrarna de högsta halterna
av arsenik, bly, kadmium, kobolt, koppar, molybden, nickel, uran och zink.
Sandsten och kalksten har vanligen lågt innehåll av tungmetaller. Spannet
mellan låga och höga halter är stort. Exempelvis varierar nickelhalten i granit
vanligen mellan 2 och 20 mg nickel per kg berg. I en basisk bergart är nickelhalten i genomsnitt 140 mg/kg. I svartskiffer är nickelhalterna upp till 1000
mg/kg. (SNA 1994)
16
Dagvattenbelastning på sjöar och vattendrag
i förhållande till andra föroreningskällor
VV Publ 2001:114
Uppgifter om berggrunden hämtas från geologiska kartor, det finns även
kartor som visar malmer och mineraliseringar.
4.1.5 Förekomsten av gruvor/gruvupplag i närheten
Läckage från gruvavfall är den dominerande källan till metallförorening av
vatten i Sverige idag. Utlakningen befaras öka på grund av försurningsprocesser i gruvavfallet vilket gör gruvor och gruvupplag till ett av de största
framtida miljöhoten av metaller. Gruvupplag fortsätter att läcka metaller
under lång tid efter det att gruvan tagits ur drift. (Metallerna och miljön,1993)
Information om gruvor och gruvupplag kan inhämtas från kommuner eller
länsstyrelser. Alternativt kan SGU:s Geo Register användas.
4.1.6 Jordmån
Brunjord och podsoler är de vanligaste jordmånerna i Sverige. I neutral miljö
är de flesta metaller i regel hårt bundna till markens organiska material. Bindningen till humusämnen är starkast för bly, kvicksilver och koppar (Espeby
och Gustafsson, Borg och Johansson 1989). Kadmium föreligger främst som
fria joner och binds i mycket liten utsträckning till humus (Gustafsson 2000).
Områden med höga bly- och kvicksilverhalter i vattendragen sammanfaller
ofta med områden med humusrika jordmåner som humuskarbonatjordmån
och podsoler. Läckaget av humusämnen sker i stor utsträckning från markens
övre skikt och då i samband med riklig vattenströmning genom marken där
omfattande mängder humus kan sköljas ut i vattendragen (SNA 1994). Brunjordar har vanligen ett högre pH-värde än podsoler (Pettersson 1995).
Humuslager och jordmån studeras lämpligen i fält.
4.1.7 Nederbörden
Riklig nederbörd och höga grundvattennivåer ökar utlakningen. Vid undersökningarna av utlakningen till Gårdsjön fann man att utlakningen var högst
under hösten vilket sammanföll med den mest regnintensiva perioden. Lägst
var utlakningen under de torra senvinter- och vårmånaderna. (Hultberg och
Skeffington 1998)
SMHI mäter kontinuerligt nederbörden och grundvattenståndet vid ett stort
antal stationer över hela Sverige.
4.1.8 Topografi och jordart
Topografin och jordarten bestämmer vattenflödet genom marken. Mark- och
grundvattenflödet genom grovkorniga jordar är större än i finkorniga jordar.
Jordarterna är vanligen mäktigare och finare i flacka områden och dalgångar
medan de oftast är tunnare och grövre i branter och sluttningar. Utlakningen
17
VV Publ 2001:114
Dagvattenbelastning på sjöar och vattendrag
i förhållande till andra föroreningskällor
av de flesta metaller är därför högre i starkt kuperade områden. Metaller med
liten jonradie som kobolt, koppar och krom knyts till lermaterial vilket gör att
utlakningen av dessa ämnen, som en följd av den mer omfattande erosionen
av finkorniga jordar, förhöjs i områden med stor lerhalt i jorden (SNA 1994).
Torvmarker, våtmarker och myrar fungerar som fällor för de flesta metaller
varför utlakningen vanligen är mindre från sådana områden.
Studie av topografiska kartor och jordartskartor tillsammans med fältbesök
föreslås för att bedöma påverkan av dessa parametrar.
4.1.9 Luftdepositionen
Den atmosfäriska depositionen tillför marken metaller, salt och försurande
ämnen. Metallerna lagras initialt i markens humusskikt varifrån de kan spridas
vidare till lägre jordlager eller transporteras med yt-, grund- eller markvattnet
till recipienten. Luftnedfallet av metaller är större i södra Sverige vilket till
stor del beror på föroreningsutsläpp på kontinenten. Metalldepositionen har
minskat under senare årtionden men markens pool av metaller är så stor att
det tar lång tid innan utlakningen påverkas. I Borg och Johanssons undersökning (1989) av utlakningen av metaller från skogsmark gick det enligt
författarna inte att avgöra om de förhöjda utlakningarna av metaller i södra
Sverige berodde på den högre depositionen eller på det lägre pH värdet
jämfört med det övriga landet. Flera andra källor (SNV 1983, Gustavsson
2000 och Bringmark 2000) uppger att den atmosfäriska depositionen av
metaller har betydligt mindre betydelse för utlakningen i jämförelse med
exempelvis pH- värde och berggrundens metallinnehåll. Undantaget möjligen
kadmium där det antropogena tillskottet är mer betydande.
Längs kusterna och då speciellt i sydvästra Sverige påverkar nedfallet av
havssalt markkemin. På grund av jonbytesprocesser kan rörligheten av
lättmobiliserade metaller (Cd, Zn) öka i områden med hög saltstyrka i
marken. (Bringmark 2000)
Uppgifter om luftdepositionen kan erhållas av IVL som gör nya mätningar
vart 5:e år. Vissa uppgifter kan också hämtas från IVL:s och SCB:s hemsidor.
I bilaga 3-8 finns kartor över den atmosfäriska depositionen av bly, kadmium,
krom, zink, koppar och nickel som hämtats från hemsidorna.
4.1.10 Miljöfarlig verksamhet
De luftburna föroreningarna kan transporteras mycket långt vilket gör att de
påverkar luftkvaliteten såväl lokalt som 100-tals mil bort. Den atmosfäriska
depositionen är vanligen högre i närheten av industrier och tätorter än i mer
avskilda regioner. Ett klassiskt exempel är Rönnskärsverken i Västerbotten
som orsakat mycket förhöjda metallhalter i området. Biltrafiken tillför också
en hel del föroreningar i närheten av vägarna. Skjutbanor, avfallsupplag och
gamla industritomter kan också bidra med stora metallmängder.
18
Dagvattenbelastning på sjöar och vattendrag
i förhållande till andra föroreningskällor
VV Publ 2001:114
Länsstyrelserna sammanställer informationen om den miljöfarliga
verksamheten inom länet.
4.2 Metaller från jordbruksmark
På grund av att jordbruksmarken utgör ett mer kontrollerat och påverkat
system än skogsmarken är det till viss del andra faktorer som är viktiga för
storleken av metallutlakningen från jordbruksmark. För jordbruksmarken har
de direkta hälsoaspekterna (bl.a. metallupptag i grödor) rönt mer intresse och
forskning än utlakningen av metaller. Sedan seklets början är det tungmetallhalterna av bly, kvicksilver och kadmium som ökat mest i jordbruksmarken.
Störst hälsorisk för människan utgör kadmium som, speciellt i frånvaro av
zink, lätt tas upp i en del grödor.
Förslag på schablonvärden för utlakningen från odlad åkermark redovisas
nedan. Metallutlakningen (ej för Hg) baseras på en undersökning av lantbruksuniversitetet (SLU 1988) och gäller för mineraljordar. Undersökningen
sammanställs i bilaga 10. Ingen värde för utlakningen av kvicksilver från
åkermark har hittats, schablonen i tabell 4.2 har uppskattats utifrån utlakningen från skogsmark.
Tabell 4.2. Föreslagna schablonhalter för utlakning från odlad åkermark.
Samliga halter i g/ha år.
Ämne
Schablonhalt
Medel
Pb
Cd
Cr
Zn
Cu
Ni
Hg
3
0,1
5
28
8
7
0,02
Tot-N Tot-P
Bild 4.2
600
4.2.1 Tillförsel av metaller till jordbruksmarken
Många metaller tillförs jordbruksmarken mer eller mindre avsiktligt vilket är
en viktig skillnad gentemot skogsmarken. En betydande källa av kadmium på
åkermarken är fosforgödsel som kan innehålla mycket höga kadmiumhalter.
Kadmiumhalten i fosforgödsel har minskat under de senaste decennierna men
är fortfarande förhållandevis hög. Kadmiumhalten ligger vanligen under 75
mg kadmium/kg fosfor. Kadmium och andra föroreningar tillförs åkermarken
även vid kalkning och om stallgödsel eller avloppsslam används som extra
gödning. Främst på grund av fosforgödning och atmosfärisk deposition ökar
kadmiumhalten i marken med i genomsnitt 0,2 % per år.
Kvicksilver har tidigare ingått som komponent i betningsmedel och olika
metallsalter (bly och arsenik) har använts som bekämpningsmedel på åkermarken. Koppar och mangan kan användas för svampbekämpning. Koppar,
mangan och zink är viktiga växtnäringsämnen och det förekommer att åker19
VV Publ 2001:114
Dagvattenbelastning på sjöar och vattendrag
i förhållande till andra föroreningskällor
marker med brist av dessa besprutas med salter innehållande ämnena (främst
koppar). (Pettersson 1994) Koppar och zink tillförs åkermarken via fodertillsatser (Eriksson et al 1997). Tillförseln av metaller till åkermarken har
minskat under den senaste tiden, mycket beroende på ett ökat miljötänkande
och att de olika ämnen som används får ett lägre metallinnehåll.
Statistiska Centralbyrån sammanställer uppgifter om gödningen i landet. Mer
uppgifter om gödningen och användningen av bekämpningsmedel kan
eventuellt erhållas av de berörda kommunerna. I annat fall måste uppgifterna
hämtas direkt från jordbrukaren.
4.2.2 Erosionen
Under neutrala förhållanden är merparten av tungmetallerna i jorden bundna
till partiklar eller humusämnen i jorden. Detta gör att utlakningen av metaller
vanligen är förhöjd från jordar där erosionen är hög. Erosionen beror främst
på topografi, jordart och nederbördsförhållanden. Finkorniga jordar eroderar
lättare än grovkorniga. Hög kalciumhalt i lerjordar gör att partiklarna hålls i
ett utflockat och aggregerat tillstånd vilket minskar erosionen.
Erosionen kan uppskattas utifrån nederbörd, topografi, jordart samt dräneringsförhållanden.
4.2.3 pH i jordbruksmark
Precis som för skogsmarken är jordlagrens pH till stor del styrande för
utlakningen av föroreningar. Lösligheten för de flesta metaller ökar, som
tidigare visats, med lägre pH. Lösta metaller tas upp i växterna eller transporteras nedåt i jordprofilen eller till ett vattendrag. Försurning av jordbruksmark
motverkas genom kalkning samt att jordarterna naturligt har ett högre pHvärde än skogsmarken.
pH-värden i matjorden kan hämtas från karta i bilaga 9.
4.2.4 Metallhalten i jorden
Trots den antropogena tillförseln av metaller och andra föroreningar till jordbruksmarken har denna vanligen lägre metallhalter i de översta jordlagren än
motsvarande lager i skogsmarken. Detta beror på den bearbetning och omblandning som kontinuerligt sker av en odlad jord. Depositionen är också
lägre på en öppen yta. Lermineralens förmåga att knyta till sig metaller med
liten jonradie kan vara förklaringen till att halterna av kobolt, krom och
koppar är förhöjda i bäckvattenväxter i områden med inslag av lerhaltiga
jordar (Ekelund et al 1993).
Metallhalter i åkermark kan hämtas från kartor i bilaga 3-7.
20
Dagvattenbelastning på sjöar och vattendrag
i förhållande till andra föroreningskällor
VV Publ 2001:114
4.2.5 Mätning av metallutlakningen från jordbruksmark
Endast en rapport om mätningar av utlakningen av metaller från odlad
jordbruksmark har hittats (SLU 1988). I rapporten mättes utlakningen från 7
åkerjordar varannan vecka under två år. Sex av jordarna utgjordes av mineraljordar (sand-grovmo, finmo- mjäla, moränlera och lera) och en utgjordes av en
organogen jordart. Avrinning och erosion mättes på 5 av fälten. Försöksfälten
var spridda över landet med skilda jordarts- och klimatförhållanden. Grödvalet redovisas inte. En sammanställning av resultatet redovisas i bilaga 10.
Mätningarna visade att det fanns ett klart samband mellan utlakningens
storlek och erosionen. Från en av ytorna eroderades ungefär 400 g/ha och år
(lerjord) medan det från en annan yta eroderades endast ca 2 g/ha och år
(sandjord). Utlakningen av bly var 22 ggr högre, av zink 19 ggr högre, av
koppar 5 ggr högre och av kadmium 4 ggr högre från lerjorden än från sandjorden. Avrinningen var nå got lägre från åkermarken med lerjord. Andelen
lösta metaller var lägre när erosionen var stor.
Den organogena åkern var invallad och vattnet pumpades bort vid behov. Vid
högt grundvattenstånd uppstod reducerande förhållanden på fältet. Syrebristen
gjorde att mangan och järn gick i lösning och utlakningen av dessa var mycket
stor. På grund av de skilda förhållandena kan utlakningen från den organogena jorden inte direkt jämföras med utlakningen från mineraljordarna.
De två åkrar där inte avrinning och erosion studerades hade höga sulfidsvavelhalter och var mycket sura. Starka samband mellan andelen löst metallhalt
och pH kostaterades för Ni, Cd, Zn och Cu. Samband men svagare sådana
kostaterades för Pb och As. Med antagande av en avrinning på 200 mm/år kan
utlakningen (g/ha år) beräknas från de två sulfidjordarna. Beräkningen visar
att utlakningen av mangan, zink, koppar, nickel och kadmium var många
gånger högre från de sura jordarna (se bilaga 10). Halterna av bly, krom och
arsenik var inte förhöjda. I rapporten anges kraftig vittring i markprofilen
orsakad av det låga pH-värdet som den troligaste orsaken till de förhöjda
värdena på metallutlakningen.
Sammanfattningsvis kan sägas att utlakningen av metaller från jordbruksmark
normalt är något mindre än utlakningen från skogsmark men att den kan bli
lika stor eller större vid extrema förhållanden som mycket lågt pH, stor avrinning och kraftig erosion. Vid reducerande förhållanden kan även utlakningen av järn och mangan bli stor.
21
VV Publ 2001:114
Dagvattenbelastning på sjöar och vattendrag
i förhållande till andra föroreningskällor
4.3 Utlakning av näringsämnen från skogsmark
I denna rapport studeras endast utlakningen av näringsämnena kväve och
fosfor. Många av de parametrar som styr utlakningen av metaller har också en
inverkan på utlakningen av dessa ämnen.
4.3.1 Kväve
Precis som andra ämnen transporteras kvävet från skogsmarken bundet till
partiklar eller löst i vattnet. Enligt Löfgren (1993) sker huvuddelen av kväveläckaget i löst form (främst som ammonium och nitrat) vilket gör att lösligheten i vatten är den mest begränsande faktorn för kväveläckaget. Löst
organiskt kväve är en betydande komponent i kväveutlakningen från skogsmark (Bringmark 2000). Mer löst kväve är i omlopp i en produktiv skog
jämfört med en mindre produktiv sådan. Det organiskt bundna kvävet måste
brytas ned innan det blir vattenlösligt vilket gör att nedbrytning och mineralisering är de naturliga processer som främst styr mobiliseringen. Dessa
faktorer är främst beroende av temperatur och markfuktighet. Kväveutlakningen är mindre i kalla klimat vilket gör att läckaget är större i södra Sverige
än i norra.
Den del av utlakningen som sker knutet till partiklar beror främst på erosionen
och avrinningen från skogsmarken. Stor nederbörd, tjälad mark, högt grundvattenstånd och dålig dränering ger en högre avrinning. Kraftig marklutning
och avsaknad av vegetation ger även det en större utlakning. Under korta
perioder i samband med kalavverkning, skogsbrand, dikning eller gödsling
kan förlusterna öka ytterligare. (Löfgren 1993)
En del av skogsmarken gödslas för att höja avkastningen. Sett i ett regionalt
perspektiv är skogsgödslingen betydligt mindre än det kväve som kommer
med luftnedfallet.
Det naturliga läckaget av kväve från en vegetationsbevuxen skogsmark uppgår normalt till 0,5-3 kg/ha år (Löfgren 1993). Föreslaget schablonvärde för
utlakningen av kväve från skogsmark är 2 kg/ha år.
4.3.2 Fosfor
Utlakningen av fosfor är i högre grad än kvävet bundet till partiklar i marken.
Normalt är gödslingen med fosfor i skogsmark mindre än den atmosfäriska
depositionen. Enligt Löfgren (1993) uppgår fosforläckaget normalt till 0,040,12 kg/ha år. Enligt Persson (1994) är bakgrundsbelastningen från ogödslade
skogsmarker 0,032-0,076 kg/ha år. Föreslaget schablonvärde för utlakningen
av fosfor från skogsmark är 0,06 kg/ha år. Läckaget ökar vid kraftig erosion
och avrinning.
22
Dagvattenbelastning på sjöar och vattendrag
i förhållande till andra föroreningskällor
VV Publ 2001:114
4.4 Utlakning av näringsämnen från jordbruksmark
4.4.1 Kväve
Som tidigare nämnts utgör åkermarken ett av människan påverkat system där
grödval, odlingsinriktning, markbehandling, dränering, bevattning och gödslingsteknik påverkar läckagets storlek. Grödvalet är betydligt viktigare för
utlakningen av näringsämnen än för metaller.
Kväve är ett mycket viktigt växtnäringsämne som tillförs åkermarken i stora
mängder. 1997 tillfördes den gödslade åkermarken i genomsnitt 100 kg växttillgängligt kväve per hektar i form av handelsgödsel och stallgödsel. Gödselgivorna är större på högproduktiva åkermarker och sockerbetor och oljeväxter
tillförs mer kväve än andra grödor. Någon nämnvärd minskning av kvävegödslingen har inte skett under de senaste åren. (SCB)
Det mesta av det tillförda kvävet tas upp av grödan och förs bort vid skörden.
En del av kvävet blir dock kvar i marken, försvinner till luften (denitrifieras)
eller utlakas till vattendragen.
De förutsättningar som krävs för utlakningen av kväve från skogsmark är
giltiga även för brukade kulturmarker. Den stora skillnaden är vegetationens
omloppstid som är betydligt kortare på åkermark (1 år) mot skogsmarken (60>100 år). Jordbrukets växtodlingssystem har avsevärt mycket mer löst
oorganiskt kväve i omlopp än en normalt växande skog, dessutom är huvuddelen av detta kväve i form av nitrat
som är mycket utlakningsbenäget.
Förutsättningarna för utlakning är
särskilt gynnsamma före sådd och
efter skörd då temperaturen är
relativt hög och kväveförrådet
byggts upp i marken. Detta
accentueras av att nederbörden och
avrinningen normalt är hög under
dessa perioder. Väldränerade (grova)
jordar och mulljordar rika på
organiskt material genererar vanligen
N kg/haår
<5
större läckage. Ju längre norrut i
5-10
landet man kommer, minskar tiderna
10-20
mellan sådd, skörd och det att
20-40
marken fryser vilket minskar risken
40-80
för stora kväveläckage.
Bild 4.2. Schablonhalter för utlakningen av kväve från odlad åkermark. (Omarbetad från Flöden av
växtnäring i jordbruk och samhälle,
Granstedt och Westerberg 1993)
23
VV Publ 2001:114
Dagvattenbelastning på sjöar och vattendrag
i förhållande till andra föroreningskällor
Snittvärdet för kväveutlakningen i Sverige anges av Löfgren (1993) till 18
kg/ha år och av Westerberg och Granstedt (1993) till 20 kg/ha år. De lokala
variationerna är stora, schablonhalter för läckaget av kväve från åkermark
hämtas från bild 4.2.
4.4.2 Beräkning av kväveutlakningen från åkermark
Naturvårdsverket (1997) har, som ett led i att utreda hur långt Sverige nått
med sitt mål att halvera kvävetillförsel till omgivande hav, utfört beräkningar
av kväveutlakningen från Sveriges åkermark för åren 1951, 1985 och 1994/5.
Beräkningarna har gjorts med hjälp av en matematisk modell (SOIL-SOILN)
för södra och mellersta Sverige upp till Dalälven. Området delades upp i nio
utlakningsregioner med skillnader i klimat, produktionsinriktning, gödslings
och produktionsnivåer.
För hela området beräknades medelutlakningen minska från 30 kg/ha år 1985
till 22 kg/ha år 1994. Lägst utlakning fanns i skogsbygder och områden med
liten avrinning. Minskningen från 1985 beror på att den brukade åkerareale n
minskat, att kväveutnyttjandet blivit bättre samt att andelen odling av vall
ökat. Utlakningen var 36 % lägre 1951 än 1994.
Beräkningarna utfördes för olika jordarter och olika grödor. Beräkningarna
visade att odlingen av raps gav högst utlakning (40-60 kg/ha år gödning med
enbart handelsgödsel) och lägst utlakning erhålls för odling av vall (ca 5 kg/ha
år gödning med enbart handelsgödsel). För den åkermark som i beräkningarna
gödslades med både handelsgödsel och stallgödsel ökade utlakningen av
kväve trots att det totala kvävetillskottet var ungefär lika stort. Detta beror på
att en mindre andel kväve i stallgödslet blir tillgängligt för växterna. Utlakningen av kväve minskade med stigande lerhalt. Utlakningen från den styva
leran var en tredjedel till hälften så stor jämfört med utlakningen från sandjorden.
4.4.3 Fosfor
Fosfor tillförs jordbruksmarken främst via handelsgödsel och stallgödsel.
1997 tillfördes i genomsnitt 25 kg fosfor per hektar gödslad åkermark och år.
Potatis och sockerbetor tillförs vanligen större gödselgivor. (SCB)
Jämfört med kväve sker en större del av utlakningen av fosfor bundet till
partiklar. Det innebär att fosforn inte nödvändigtvis behöver överföras i
vattenlöslig fas och att läckaget i hög grad påverkas av de eroderade
kolloidernas och partiklarnas fosforhalt. Fosforhalterna minskar med ökande
partikelstorlek vilket gör att ler och silt fraktionerna är mycket fosforrika
jämfört med sandfraktionen. Förlusterna av partikulärt bunden fosfor sker
främst i samband med stor ytavrinning (erosion). Vid en kraftig snösmältning
kan årsförlusten av fosfor ske på bara ett par dagar (Kyllmar och Johansson
1996). Höga fosforhalter i kombination med dålig dränering medför att risken
för erosionsförluster är särskilt stor på täta jordar. Enligt Eriksson et al (1997)
24
Dagvattenbelastning på sjöar och vattendrag
i förhållande till andra föroreningskällor
VV Publ 2001:114
verkar läckaget av fosfor vara minst från mellanjordar (mjäla till grovmo).
Till skillnad från kväve ökar fosforlakningen med kallare klimat vilket gör att
de regionala skillnaderna är mindre för fosfor än för kväve. Fosforlakningen
varierar istället mer över tiden samt mellan olika jordarter och avrinningsförhållanden. Fosforförlusterna är dubbelt så höga i områden med intensiv
djurhållning jämfört med djurglesa områden. (Westerberg 1993)
Utlakningen av fosfor ligger vanligen under 1 kg/ha år (Eriksson et al 1997).
Persson (1994) anger en normal utlakning från Halland på mellan 0,4 och 0,5
kg/ha år. I Kyllmars och Johanssons (1996) undersökning av växtnäringsförluster för det agrohydrologiska året 94/95 angavs medelvärdet på fosforutlakningen till 0,8 kg/ha år. Fosforlakningen varierade i denna undersökning
mellan 0,1 och 1,8 kg/ha år vilket angavs som något högre än tidigare år. Till
viss del kan punktkällor ha betydelse för utlakningen i denna undersökning.
Störst var utlakningen från lerområden i norra Götaland och i Svealand.
Föreslagen schablonhalt för utlakningen av fosfor från odlad åkermark är 0,6
kg/ha år.
I rapporten anges fosforläckaget från en obrukad naturmark till 0,03-0,1 kg/ha
år (Kyllmar och Johansson 1996).
4.5 Luftdepositionen
4.5.1 Luftdeposition av metaller
Den atmosfäriska depositionen delas upp i en våt och en torr del där den torra
depositionen utgörs av gaser och partiklar som inte löst sig i vatten. Gaserna
och partiklarna fastnar på löv och barr i skogen och faller till ytan med krondroppet. Filtreringen är effektivare i granskogar än i de vanligen glesare talloch lövskogarna. I täta skogar kan depositionen vara dubbelt så hög som på
en öppen yta (våt deposition). I tabell 4.3 visas uppmätta värden för
våtdepositionen av tungmetaller 1994.
Tabell 4.3. Våtdeposition. IVL 1994. Mätpunkternas läge visas på kartan
nedan.
Arup
Svartedalen
Aspvreten
Bredkärlen
Regn
mm
876
982
717
411
Cd
(mg/m2 )
0,07
0,06
0,06
0,01
Cu
(mg/m2 )
5,1
2,4
2,0
2,1
Pb
(mg/m2 )
2,6
2,3
1,8
0,3
25
Zn
(mg/m2 )
6,4
5,4
4,4
2,3
Cr
(mg/m2 )
0,2
0,2
0,1
0,1
Ni
(mg/m2 )
0,4
0,3
0,3
0,1
VV Publ 2001:114
Dagvattenbelastning på sjöar och vattendrag
i förhållande till andra föroreningskällor
Vissa arter av mossa tar
största delen av sin näring
från luften. Om tillväxttakten
för en mossa är känd kan
man genom att analysera
halten av metaller i mossan
erhålla ett värde på den totala
depositionen i skogsmark.
Mossanalyserna ger ett värde
på nedfallet för en lång tidsperiod medan direkt nedfallsmätning endast visar depositionen för det analyserade
regnet. Atmosfärisk deposition av metaller genom
mossanalyser redovisas i
bilaga 3-8.
# Bredkärlen
# Aspvreten
På senare år har depositionen
#
av metaller minskat, främst
gäller detta kadmium, bly
och nickel. De utländska
källorna av det som depo# Arup
neras från luften över
Sverige är vanligen större än
det inhemska bidraget. De inhemska utsläppen av nickel, koppar och krom är
större än bidraget från utlandet. Nedfallet är större i södra Sverige än i norra.
Svartedalen
Det atmosfärsiska nedfallet är en betydande orsak till att metallhalterna i de
översta jordlagren är förhöjda. För vissa metaller är depositionen större än
utlakningen (Hg, Pb, Cu) medan andra ämnen, främst på grund av försurningen, minskar i skogsmarkerna (Cd, Zn). (Borg, Johansson 1989)
4.5.2 Luftdeposition av kväve och fosfor
Det atmosfäriska nedfallet av svavel och kväve är den främsta orsaken till den
pågående försurningen av markerna. Nedfallet av svavel minskar vilket gjort
att pH värdet i nederbörden ökat något sett över den senaste 10-års perioden.
Trenderna för kväve är inte lika tydliga.
Enligt uppgifter från Johnsson och Hoffmans rapport (1997) varierar luftdepositionen av kväve mellan 15 och 20 kg/ha år i södra Sverige. Mätningar i
Göteborg visar en deposition på 20 –25 kg/ha år. Mellansverige har en kvävedeposition på mellan 5 och 15 kg/ha. I norra Sverige ligger depositionen
mellan 1 och 5 kg/ha. (IVL)
26
Dagvattenbelastning på sjöar och vattendrag
i förhållande till andra föroreningskällor
VV Publ 2001:114
Enligt Granstedt och Westerberg (1993) är den atmosfärsiska depositionen av
fosfor mindre än 1 kg/ha år.
4.5.3 Luftdepositionen, lokalt
Luftdepositionen kan lokalt i svenska större tätorter vara betydligt högre än de
som redovisas i tabell 4.3 och på kartorna i bilaga 3-8. På sjöar och vattendrag
i direkt anslutning till dessa tätorter bör väljas en direktdeposition som är
högre än föreslagna värden. Till sjöar och vattendrag i direkt anslutning till
tätorter brukar dock föroreningsbidraget från urbana ytor vara det klart största
och jämfört med den totala belastningen kan det då spela mindre roll vilket
värde som väljs på depositionen.
27
VV Publ 2001:114
5
Dagvattenbelastning på sjöar och vattendrag
i förhållande till andra föroreningskällor
BERÄKNINGSANVISNINGAR
De beräkningar som utförs i denna rapport är på vilka mängder som på årsbasis genereras från ett område. I de beräkningar som utförs ges svar både i ett
schablonvärde och i intervall. Beräkningar utförs för näringsämnen samt för
de metaller som det finns schablonhalter för, både från urbana ytor och
naturmark. Dessa är bly, kadmium, koppar och zink.
5.1 Urbana ytor
Följande värden krävs för beräkning av mängder från urbana ytor:
• Uppskattad föroreningshalt i dagvattnet.
Värdena väljs från tabell i bilaga 1.
• Årsnederbörden i området.
Statistik kan erhållas från SMHI.
• Avrinningsfaktorn.
Avrinningsfaktorn väljs till exempel från VAV P28 (se tabell nedan) eller
genom lokala platsstudier.
• Områdets storlek.
Utsläppsmängden beräknas genom att multiplicera ovanstående värden.
Tabell: Avrinningsfaktorer enligt VAV P28
Område/marktyp
Flacka
områden
Betong, asfalt
0,8
Slutet byggnadssätt, ingen vegetation
0,7
Slutet byggnadssätt med planterade gårdar,
0,5
industriområden
Öppet byggnadssätt (flerfamiljshus)
0,4
Radhus, kedjehus
0,4
Villor, tomter <1000 m2
0,25
Villor, tomter >1000 m2
0,15
Kuperade
områden
0,9
0,9
0,7
0,6
0,4
0,35
0,25
5.2 Skogs- och jordbruksmark
För beräkning av mängder från skogs- och jordbruksmark krävs följande
värden.
• Uppskattad föroreningsmängd i det avrunna vattnet (per ytenhet)
Värdena väljs från tabell i bilaga 1. Schablonhalt korrigeras med
utgångspunkt från innehållet i denna rapport.
• Områdets storlek
Utsläppsmängden beräknas genom att multiplicera ovanstående värden.
28
Dagvattenbelastning på sjöar och vattendrag
i förhållande till andra föroreningskällor
VV Publ 2001:114
6 BERÄKNINGSEXEMPEL PÅ SJÖAR OCH
VATTENDRAG
Här redovisas två fiktiva exempel på hur man kan genomföra en uppskattning
av utlakningen av metaller samt näringsämnen från ett par avrinningsområden. Uppskattningarna är högst teoretiska.
6.1 Beräkning 1
Utlakningen av tungmetaller och näringsämnena kväve och fosfor från ett 100
ha stort avrinningsområde 10 km söder om Södertälje ska beräknas. Området
avvattnas till en 10 ha stor sjö.
Avrinningsområdet omfattar skogsmark (40 ha), jordbruksmark (30 ha),
obrukad ängsmark (10 ha), bostäder (5 ha), industriområde (10 ha), sjöyta 10
ha och en väg med ådt 15000 (5 ha). Årsnederbörden i området är ca 600 mm.
6.1.1 Skogsmarken
Skogen inom avrinningsområdet utgörs huvudsakligen av barrskog. Större
våtmarker och andra föroreningsfällor saknas. Schablonhalter för utlakningen
från skogsmark redovisas på sid x. Genom att korrigera schablonhalterna
utifrån de lokala förutsättningarna anses godtagbara värden på utlakningen
från skogsmarken kunna erhållas. Schablonhalten behöver korrigeras för:
+ Industriutsläpp. Enligt länsstyrelsen finns det flera industrier inom 1 mils
radie som kan tänkas påverka avrinningsområdet med framför allt koppar
och zink. På grund av den huvudsakliga vindriktningen samt avståndet till
industrierna bedöms påverkansgraden vara begränsad.
+ Topografi. Skogsmarken bedöms som mer kuperad än no rmal skogsmark
och jordtäcket (huvudsakligen sandig- moig morän) är tunt. Området är
hällrikt.
+ Markens halt av zink, kadmium och koppar är förhöjd (karta x)
+ Enligt biogeokemiska kartan är utlakningen av koppar och zink förhöjd i
området.
− Bergarterna i området utgörs huvudsakligen av urbergsgraniter och
gråvackor som bedöms som tungmetallfattiga. Enligt uppgift från
kommunen har det inte bedrivits gruvdrift inom området.
− Luftnedfallet av långväga transporterade föroreningar bedöms som låga
(underordnad betydelse).
Enligt biogeokemiska kartan är utlakningen av bly och kadmium från området
normal. pH värdet i skogsmarken bestäms utifrån bilaga 9 till ca 5 vilket kan
anses vara no rmalt för barrskogsmark.
29
VV Publ 2001:114
Dagvattenbelastning på sjöar och vattendrag
i förhållande till andra föroreningskällor
På grund av topografi samt de höga halterna av koppar, kadmium och zink i
markerna bedöms utlakningen av dessa ämnen vara högre än schablonerna.
Med ett lägre pH värde hade utlakningen ökats ytterligare. På grund av att
halterna av kadmium i bäckvattenväxter i området inte är förhöjda korrigeras
inte kadmium i lika stor grad som de andra förhöjda metallerna. Utlakningen
av bly, kväve och fosfor bedöms överensstämma med schablonvärdet.
Bly
Kadmium
Koppar
Zink
Kväve
Fosfor
Schablon
4
0,6
3
100
2 000
60
Min-max
1-10
0,25-1
1-8
15-160
500-3000
30-120
Valt värde
4
0,8
7
150
2 000
60
0,6-0,9
4-8
120-160
1500-2500
50-80
Min-max
3-7
Samtliga halter i g/ha år.
6.1.2 Jordbruksmarken
Jordbruksmarken består av gyttjelera med en hög organisk halt. Fälten odlas
med oljeväxter och potatis. Enligt lantbrukaren står grundvattnet ofta ytligt
under våren vilket gör att avrinningen från fälten bedöms som stor. Inga
uppgifter har erhållits om gödslingen men gödselgivorna är normalt något
högre än genomsnittet för dessa typer av grödor. Metallhalterna i marken är
förhöjda för samtliga här beskrivna metaller.
Stor avrinning ökar utlakningen av de flesta ämnen. Erosionen bedöms också
var högre än genomsnittet från den studerade åkermarken. Utlakningen av
näringsämnen är förhöjda även på grund av gödslingen. Inga schabloner för
metallerutlakning från organiska jordar har angetts på grund av det magra
underlaget från sådana jordar. Flera faktorer pekar på att utlakningen av
metaller är förhöjd. Höga värden väljs från bilaga 10.
Bly
Kadmium
Koppar
Zink
Kväve
Fosfor
Valt värde
6
0,4
15
100
20 000
1 000
Min-max
4-8
0,2-0,5
10-20
70-130
15 00025 000
800-1 200
Samtliga halter i g/ha år.
6.1.3 Obrukade ängsmarken
Ungefär 10 hektar inom avrinningsområdet utgörs av ängsmark som inte
brukas. Jorden utgörs huvudsakligen av moig moränlera. Värden på utlakningen av metaller från sådan mark har ej återfunnits. Den obrukade ängsmarken är flack, odränerad och har ständigt ett skyddande växttäcke mot
erosion vilket gör att utlakningen bedöms som liten. Ängsmarkens förhöjda
halter av metaller bedöms inte påverka utlakningen.
30
Dagvattenbelastning på sjöar och vattendrag
i förhållande till andra föroreningskällor
Valt värde
VV Publ 2001:114
Bly
Kadmium
Koppar
Zink
Kväve
Fosfor
1,5
0,05
3
15
2 000
50
0,03-0,08
1-5
10-20
1 500-3 000
30-80
Min-max
1-2
Samtliga halter i g/ha år.
6.1.4 Luftnedfall på sjö
För att erhålla en korrekt bild av vad som tillförs sjön måste även luftdepositionen direkt på sjöytan medtas i beräkningen. Luftnedfall på en sjö
motsvarar den våta depositionen och värden för området hämtas från tabell
4.3 (Aspvreten).
Bly
Kadmium
Koppar
Zink
Kväve
Fosfor
Nedfall sjö
18
0,6
20
44
10 000
800
Min-Max
15-20
0,5-0,7
19-25
40-55
8 00013 000
500-1 000
Samtliga halter i g/ha år.
6.1.5 Motorväg
Ingen information finns om vägen som säger att föreslagna schablonhalter
inte kan användas. Värdena som väljs ligger mellan schablonvärde för 0-15
och 15-30 tusen ådt.
Vägtyp
Bly
Kadmi um
Zink
Koppar
Tot-N
Tot-P
ug/l
ug/l
ug/l
ug/l
mg/l
mg/l
0-15 000
20
0,5
100
35
1,2
0,15
Min-Max
10-50
0,3-0,9
50-275
20-70
0,6-1,8
0,1-0,25
15-30 000
25
0,5
150
45
1,5
0,20
Min-Max
15-60
0,3-0,9
75-350
25-90
0,8-2,1
0,1-0,35
Valt värde
23
0,5
125
40
1,4
0,17
Min-Max
12-55
0,3-0,9
60-315
22-80
0,7-2,0
0,1-0,3
Vägslänterna är uppbyggda av relativt tätt material och av det regn som faller
på vägen beräknas 70% nå sjön genom ytavrinning. Angivna halter räknas om
till mängder enligt formel: föroreningshalt x områdets storlek x nederbördsmängd x avrinningsfaktor. För till exempel Tot-N ger det följande värden: 1,4
x 50000 x 0,6 x 0,7 = 29400 g/år.
6.1.6 Bostäder
Bostadsområdet är ett villaområde byggt i början av 70-talet med duplikatsystem. Stuprör, husdränering och dagvattenbrunnar är kopplat till dagvattensystemet. Dagvattenutloppet mynnar direkt i sjön. Taken består i huvudsak av
31
VV Publ 2001:114
Dagvattenbelastning på sjöar och vattendrag
i förhållande till andra föroreningskällor
tegel. Schablonhalter för villaområden väljs. Avrinningsfaktor uppskattas till
0,4.
Marktyp
Bly
Kadmi um
Zink
Koppar
Tot-N
Tot-P
ug/l
ug/l
ug/l
ug/l
mg/l
mg/l
15
0,3
120
35
1,5
0,3
15-40
0,2-0,5
60-200
20-70
1-2
0,1-0,4
Villaomr åden
Min-Max
6.1.7 Industrier
Området består av typiska verkstadsindustrier, med tyngdpunkt på fordonsrelaterad verksamhet. Där finns en mindre bilskrot, ett flertal mindre bilreparatörer, en åkerifirma m.m. På grund av områdets stora innehåll av fordonsrelaterad verksamhet väljs något högre halter för tungmetaller. Avrinningsfaktor uppskattas till 0,6.
Marktyp
Bly
Kadmi um
Zink
Koppar
Tot-N
Tot-P
ug/l
ug/l
ug/l
ug/l
mg/l
mg/l
40
0,5
250
70
2,0
0,3
Min-Max
10-60
0,3-0,9
120-400
25-110
1-2,5
0,2-0,6
Valt värde
50
0,6
290
85
2,0
0,3
Min-Max
10-60
0,3-0,9
120-400
25-110
1-2,5
0,2-0,6
Industri
6.1.8 Sammanställning beräkningsexempel 1
Föroreningsflöden till sjön.
Bly
Kadmi um
Zink
Koppar
Kväve
Fosfor
Skog (40 ha)
160
32
6 000
280
80 000
2 400
Jordbruk (30
ha)
180
12
3 000
450
600 000
30 000
Äng (10 ha)
15
0,5
150
30
20 000
500
Sjö (10 ha)
180
6
440
200
100 000
8 000
1 800
22
10 500
3 100
72 000
10 800
Motorväg (5
ha)
480
11
2 600
840
30 000
3 600
Bostäder (5 ha)
180
4
1 440
420
18 000
3 600
Totalt (110 ha)
3 000
88
24 100
5 300
920 000
58 900
Industri (10 ha)
samtliga värden i g/år
32
Dagvattenbelastning på sjöar och vattendrag
i förhållande till andra föroreningskällor
VV Publ 2001:114
Föroreningsflöden till sjön min-max.
Bly
Kadmi um
Zink
Koppar
Kväve
Fosfor
Skog (40 ha)
120-280
24-36
4 800-6 400
160-320
60 000100 000
2 0003 200
Jordbruk (30
ha)
120-240
6-15
2 100-3 900
300-600
450 000750 000
24 00036 000
Äng (10 ha)
10-20
0,3-0,8
100-200
10-50
15 00030 000
300-800
Sjö (10 ha)
150-200
5-7
400-550
190-250
8 00013 000
5 00010 000
Industri (10 ha)
360-2 200
11-33
4300-14400
900-4 000
36 00090 000
7 20022 000
Motorväg (5
ha)
250-1 200
6-18
1 200-6 600
450-1 700
15 00042 000
2 1006 300
Bostäder (5 ha)
180-480
2-6
720-2 400
240-840
12 00024 000
1 2004 800
Totalt (110 ha)
1 200-4 600
50-120
13 60034 500
2 200-7 800
600 0001 100 000
42 00083 000
samtliga värden i g/år
Föroreningsflöden till sjön räknat i gram/ha år.
Bly
Kadmi um
Zink
Koppar
Kväve
Fosfor
Skog
4
0,6
100
3
2 000
60
Jordbruk
6
0,4
100
15
20 000
1 000
Äng
1,5
0,05
15
3
2 000
50
Sjö
18
0,6
44
20
10 000
800
Industri
180
2,2
1 050
310
7 200
1 080
Motorväg
100
2,2
520
170
6 000
720
Bostäder
20
4
290
80
3 600
720
33
VV Publ 2001:114
Dagvattenbelastning på sjöar och vattendrag
i förhållande till andra föroreningskällor
6.2 Beräkningsexempel 2
I anslutning till planering av en ny väg skall utlakningen från en avrinningsområde 8 km väster om Jönköping beräknas. Vägen passerar ett mindre
vattendrag och avrinningsområdet uppströms den planerade vägen är 100 ha
stort och utgörs av 40 ha skog, 30 ha jordbruksmark och 30 ha tätort.
Det som skall beräknas är hur stort bidrag som den nya vägen ger i en punkt
direkt nedströms i vattendraget. Vägen kommer att ta 5 ha i anspråk av skogsmarken.
I anslutning till tätorten ligger ett mindre reningsverk med biologisk-kemisk
rening. Till reningsverket är ca 1000 personer anslutna.
Årsnederbörden antas till 550 mm.
6.2.1 Skogen
Ungefär halva skogsmarken utgörs av isälvsmaterial med sandiga-grusiga
jordar där grundvattenytan ligger djupt. På den torra marken har främst tall
etablerats. Humuslagret är tunt. I lägre liggande områden består jorden av
moräner med ett högt lerinnehåll. Här ligger grundvattenytan högre och
vegetationen utgörs av blandskog med ett stort inslag av lövträd. Metallinnehållet i jordarna i området är mycket lågt. Berggrunden består av graniter
med lågt metallinnehåll. Området är normalt kuperat. Enligt bilaga 9 är pHvärdet i marken ganska lågt (runt 4,8). Antropogen påverkan bedöms som låg.
De flesta faktorer tyder på att utlakningen av metaller och näringsämnen är
betydligt lägre än de redovisade schablo nvärdena varför låga värden väljs.
Bly
Kadmi um
Zink
Koppar
Kväve
Fosfor
Schablon
4
0,6
100
3
2 000
60
Min-max
1-10
0,25-1
15-160
1-8
500-3 000
30-120
Valt värde
2
0,3
25
1,5
1 000
40
Min-max
1-3
0,25-0,4
15-50
1-3
500-1 500
30-50
Samtliga halter i g/ha år.
6.2.2 Jordbruksmarken
Jordbruksmarken består av moig moränlera och odlas med brödsäd. Enligt
lantbrukaren sker gödslingen enbart med handelsgödsel och gödselgivorna
anges som låga. Matjorden har låga halter av de flesta metaller enligt bilaga
3-8. Markens pH värde ligger omkring 7,4. Åkerns flacka karaktär samt de
breda vegetationszonerna till dikena bedöms begränsa erosionen.
34
Dagvattenbelastning på sjöar och vattendrag
i förhållande till andra föroreningskällor
VV Publ 2001:114
Låga metallhalter i marken och neutralt pH håller nere utlakningen av
metaller. På grund av gödselgivorna uppges vara låga väljs ett lite lägre värde
på utlakningen av kväve och fosfor.
Bly
Kadmi um
Zink
Koppar
Kväve
Fosfor
Schablon
3
0,1
28
8
15 000
600
Valt värde
2
0,1
15
5
10 000
450
Min-max
1,5-4
0,07-0,15
5-20
3-7
8 00015 000
400-600
Samtliga halter i g/ha år.
6.2.3 Landsväg
Prognosticerad fordonsintensitet är 8 000 ådt. Andel tung trafik förväntas bli
något lägre än normalt. Vägslänterna föreslås läggas i lutning 1:6 och antas
bestå av relativt genomsläppligt material. Med utgångspunkt från schablonvärdet för 0-15 000 ådt reduceras värden för bly med 30 % och för zink,
koppar och kadmium med 20 %.
Vägtyp
Bly
Kadmi um
Zink
Koppar
Tot-N
Tot-P
ug/l
ug/l
ug/l
ug/l
mg/l
mg/l
20
0,5
100
35
1,2
0,15
Min-Max
10-50
0,3-0,9
50-275
20-70
0,6-1,8
0,1-0,25
Valt värde
14
0,4
80
28
1,2
0,15
Min-Max
10-50
0,3-0,9
50-275
20-70
0,6-1,8
0,1-0,25
0-15
Vägen förläggs till stora delar i den lägre belägna skogen på lerhaltig morän.
En stor del av dagvattnet från vägen kommer infiltrera i slänten men på grund
av jordens täthet antas 60% av vägdagvattnet nå sjön genom ytavrinning.
6.2.4 Tätorten
Huvuddelen av tätorten byggdes ut under 30- och 40-talen. Enligt uppgift leds
fortfarande delar av dagvattnet till spillavloppssystemet. Främst är det stuprör
och dräneringar på äldre hus som är ”felkopplade”. I övrigt finns inga uppgifter om tätortens beskaffenhet. Med tanke på den knapphändiga informationen om tätorten väljs schablonhalter för urbana ytor generellt. Avrinningsfaktor uppskattas till 0,5.
35
VV Publ 2001:114
Marktyp
Dagvattenbelastning på sjöar och vattendrag
i förhållande till andra föroreningskällor
Bly
Kadmi um
Zink
Koppar
Tot-N
Tot-P
ug/l
ug/l
ug/l
ug/l
mg/l
mg/l
25
0,5
150
50
2,0
0,3
Min-Max
15-60
0,3-0,9
80-300
25-100
1-2,5
0,2-0,4
Valt värde
25
0,5
150
50
2,0
0,3
Min-Max
15-60
0,3-0,9
80-300
25-100
1-2,5
0,2-0,4
Urbana ytor
Generellt
6.2.5 Reningsverk
Inga tillgängliga data finns angående reningsverkets utsläpp. Schablonvärden
för utsläpp från reningsverk med biologisk-kemisk rening är:
Biologiskkemisk
Bly
Kadmium
Zink
Koppar
Tot-N
Tot-P
g/pers år
g/pers år
g/pers år
g/pers år
g/pers år
g/pers år
0,3
0,04
5,4
2,1
3,4
0,06
6.2.6 Sammanställning beräkningsexempel 2.
Föroreningsflöden till vattendraget innan det att vägen byggs.
Bly
Kadmi um
Zink
Koppar
Kväve
Fosfor
Skog (40 ha)
80
12
1 000
60
40 000
1 600
Jordbruk (30
ha)
60
3
450
150
300 000
13 500
-
-
-
-
-
-
Tätort (30 ha)
2 100
40
12 000
4 100
170 000
25 000
Reningsverk
(1000 pe)
300
40
5 400
2 100
3400 000
60 000
2 540
95
18 850
6 410
3910 000
100 100
Landsväg (5 ha)
Totalt (100 ha)
samtliga värden i g/år
36
Dagvattenbelastning på sjöar och vattendrag
i förhållande till andra föroreningskällor
VV Publ 2001:114
Föroreningsflöden till vattendraget efter det att vägen byggts.
Bly
Kadmi um
Zink
Koppar
Kväve
Fosfor
Skog (35 ha)
70
11
875
53
35 000
1 400
Jordbruk (30
ha)
60
3
450
150
300 000
13 500
250
7
1 400
500
21 600
2 700
2 100
40
12 000
4 100
170 000
25 000
300
40
5 400
2 100
3400 000
60 000
2 780
101
20 125
6 903
3926 600
102 600
Landsväg (5 ha)
Tätort (30)
Reningsverk
(1000 pe)
Totalt
samtliga värden i g/år
Föroreningsflöden till vattendraget efter det att vägen byggts (min-max).
Bly
Kadmi um
Zink
Koppar
Kväve
Fosfor
Skog (35 ha)
35-105
9-14
525-1 750
35-105
17 50052 500
1 050-1 750
Jordbruk (30
ha)
45-120
2-4,5
150-600
90-210
240 000450 000
12 00018 000
Landsväg (5 ha)
180-900
5-16
900-5 000
360-1 260
10 80032 400
1 800-4 500
1 200-4 900
25-74
6 00024 700
2 100-8 200
82 000210 000
16 00033 000
300
40
5 400
2 100
3400 000
60 000
1 800-6 300
80-150
13 00037 000
4 70012 000
3 700 0004 100 000
91 000120 000
Tätort (30)
Reningsverk
(1000 pe)
Totalt
samtliga värden i g/år
Föroreningsflöden till vattendraget i gram/ha år.
Bly
Kadmi um
Zink
Koppar
Kväve
Fosfor
Skog
1,5
0,2
20
1,0
2000
600
Jordbruk
3,0
0,1
28
8
10000
800
Landsväg
50
1,4
280
100
4300
500
Tätort
70
1,3
400
140
5700
800
-
-
-
-
-
-
Reningsverk
37
VV Publ 2001:114
Dagvattenbelastning på sjöar och vattendrag
i förhållande till andra föroreningskällor
6.2.7 Kommentarer
De två beräkningar som redovisas ovan utgör exempel på hur man kan
beräkna mängden föroreningar som alstras från två teoretiska områden.
Ingen fastläggning av föroreningar har antagits ske under transporten till
recipienterna. Beroende på avståndet till recipienten samt hur dikes- och
ledningssystem är utformade kan dock denna fastläggning vara betydande.
Resultaten av beräkningarna ger ändå en indikation av hur mycket föroreningar som belastar recipienterna och vilka som är de primära föroreningskällorna.
Enligt beräkningarna i det första exemplet utgör industriområdet den största
källan av metallföroreningar. Skogs- och jordbruksmarken bidrar med den
största mängden näringsämnen. Motorvägens bidrag av bly är 16 %, av
kadmium 13 %, av zink 10 %, av kväve 3 % och av fosfor 5 % av de totala
mängderna som årligen transporteras till recipienten. Ekonomiskt brukar det
oftast vara billigast att rena det vatten som innehåller de högsta föroreningshalterna. Haltberäkningarna visar att dagvattnet från motorvägen och industriområdet är mest förorenat. Beslutar man sig för att minska föroreningsmängderna till recipienten kan insatser inom industriområdet ge en god
reduktion av såväl föroreningsmängder som föroreningshalter. Kvävereduktion kan erhållas i vattnet från naturmarken genom anläggande av
våtmarker eller liknande.
I det andra beräkningsexemplet utgjorde tätorten och reningsverket de klart
dominerande källorna av föroreningar. Beslutar man att bygga vägen kommer
belastningen av bly att öka 9 %, av kadmium och zink 7 % och endast
marginellt av kväve och fosfor.
38
Dagvattenbelastning på sjöar och vattendrag
i förhållande till andra föroreningskällor
7
VV Publ 2001:114
DISKUSSION/SLUTSATSER
I alla litteraturstudier finns en inbyggd osäkerhet i att inga egna provtagningar
och analyser utförts utan att undersökningar där inte samtliga förhållanden är
kända har använts.
Antalet mätningar och undersökningar av föroreningsmängderna i vägdagvatten och urbant dagvatten är förhållandevis stort. De schabloner som anges
här baseras på tidigare föreslagna schablonhalter samt aktuella mätningar och
analyser. Halterna i vägdagvattnet varierar främst med trafikintensitet, med
utformningen på sidområdet, med avvattningssystemet samt med avståndet
mellan vägen och mätpunkten.
Föroreningsmängderna från urbana områden varierar med utformningen på
bostadsområden och centrumområden, med utformningen på ledningssystemen, med använda byggnadsmaterial samt med storleken på den
atmosfäriska depositionen.
Beroende på att den atmosfäriska depositionen är större än utlakningen från
skogsmarken ökar halterna av de flesta metaller i de översta jordlagren. Detta
gäller inte halterna av zink och kadmium, som mycket beroende på det låga
pH-värdet i skogsmarken, minskar. Förutom pH-värdet är även humushalten i
skogen viktig för utlakningens storlek, främst knyts bly, kvicksilver och
koppar till humusämnena i marken. Risken för stora utlakade mängder ökar
från områden med förhöjda metallhalter i berggrund och jordlager. Stora
nederbördsmängder, stor erosion och extrema grundvattennivåer ökar också
utlakningen från skogsmarken.
Skogsmarken är ett komplext system och många av de faktorer som påverkar
utlakningen av metaller samverkar eller motverkar varandra så att spannet
mellan höga och låga utlakade mängder är stort. De schablonhalter som anges
i rapporten gäller för utlakningen från genomsnittlig skogsmark. En god hjälp
vid korrigering av schablonhalten utifrån förhållanden i det undersökta området är de biogeokemiska kartorna som utges av SGU. De biogeokemiska
kartorna beskriver metallhalterna i bäckvattenväxter med en provtäthet av 5-7
km2 .
Möjligen är jordbruksmarken ett något enklare system än skogsmarken att
förutse utlakningen ifrån. Åkermarken påverkas till stor del av människan
genom främst omblandning av jorden och tillförsel av näringsämnen, kalk och
bekämpningsmedel. Hur mycket ämnen som tillförs åkermarken varierar för
olika grödor och platser i landet. Jordart, erosion och pH- värde är de
viktiga ste faktorerna som avgör utlakningen av metaller från jordbruksmark.
De mätningar som utförts visar att åkermarken normalt har något lägre
utlakning av metaller än skogsmarken men att halterna kan bli mycket höga
39
VV Publ 2001:114
Dagvattenbelastning på sjöar och vattendrag
i förhållande till andra föroreningskällor
om åkermarken är väldigt sur eller om erosionen är stor. De stora mängder
kväve och fosfor som tillförs jordbruksmarken gör att utlakningen av dessa
förhöjs och är betydligt större än vad som vanligen genereras från skogsmarken. Jordart och klimat är två av de parametrar som tillsammans med
storleken på gödslingen avgör utlakningen av kväve och fosfor från åkermark.
För kväve ökar utlakningen med grövre jordart och varmare klimat. För fosfor
är situationen en annan, här minskar utlakningen med varmare väder och utlakningen är stor även från finkorniga jordar. Minst uppges utlakningen av
fosfor vara från mellanjordarna.
Det fåtal mätningar av metallutlakningen från skogs- och åkermark som
återfunnits gör att de angivna schablonerna innehåller en större osäkerhetsfaktor än schablonerna för vägytor och urbana områden.
Tyvärr är det svårt att hitta samband mellan värden som redovisas på bifogade
kartor och värden på de biogeokemiska kartorna eller halter uppmätta i sjöar
och vattendrag. En orsak till detta kan vara att provtätheten på de redovisade
kartorna inte är tillräckligt för de tillämpningar som anges här. Som beskrivits
tidigare är också osäkerheterna många. För att göra en god uppskattning av
halterna i dagvatten och utlakningen från naturmark erfordras alltid en
komplettering av kartmaterialet med platsspecifik information.
I denna publikation har förutsatts att den utlakade mängden föroreningar är
proportionell mot avrinningsområdets storlek. Hur väl detta stämmer kan vara
föremål för en diskussion. Vid långa transporter i diken och andra system
kommer föroreningshalterna att minska vilket skulle orsaka en reduktion av
halterna från stora avrinningsområden. Små avrinningsområden ökar osäkerheten då sannolikheten för att olika extrema förhållanden skall ta ut varandra
är liten. Andelen grundvatten i dagvattnet och vattnets ålder dvs. hur länge det
uppehållits i marken är också viktigt för vattnets sammansättning. Ovan angivna faktorer är dåligt belysta i den inom detta arbete studerade litteraturen,
faktorerna är mycket viktiga och bör studeras mer i framtida undersökningar.
Schablonhalterna skall användas med förstånd – erfordras exakta värden
måste egna mätningar genomföras. De angivna schablonhalterna kan anses
gälla i några år framåt men måste sedan anpassas till framtidens utsläpp och
föroreningssituation.
Vid beräkningar enligt metodiken i denna rapport bör man vara medveten om
de ingående osäkerhetsfaktorerna. Förhoppningen är dock att beräkningarna
ger en indikation om vilka föroreningskällor som är betydande för en recipient
och att bättre beslut kan fattas om hur exempelvis dagvatten från vägar och
bebyggelse skall behandlas innan det släpps ut i recipienten. Förutom mängden av föroreningar som transporteras till recipienten är även recipientens
känslighet och värde viktiga faktorer att undersöka innan beslut om åtgärder
fattas.
40
Dagvattenbelastning på sjöar och vattendrag
i förhållande till andra föroreningskällor
VV Publ 2001:114
En slutsats utifrån de redovisade beräkningsexemplen är att föroreningsbidraget från en väg inte behöver vara den viktigaste källan av metaller eller
näringsämnen inom ett avrinningsområde. Till stor del beror de något mindre
mängderna än väntat på att föroreningarna på senaste tiden minskat i vägdagvattnet samtidigt som vägarna i beräkningsexemplen har utgjort en liten del av
den totala ytan i avrinningsområdet. Vägdagvattenrening påverkar inte nödvändigtvis den totala föroreningsbelastningen på recipienten i så stor utsträckning som många kanske förväntar sig.
Föroreningshalterna i vägdagvatten är fortfarande högre än från de flesta
andra områden (undantaget industriområden) vilket kan göra det mer lönsamt
att rena än vatten med lägre föroreningshalt.
41
VV Publ 2001:114
Dagvattenbelastning på sjöar och vattendrag
i förhållande till andra föroreningskällor
REFERENSER
Andersson A. et al: Utlakning av spårelement från odlad jord. SLU. Uppsala
1988.
Bergkvist B: Lysimeterstudie av metallomsättningen i barrskogsmark.
Miljökonsekvenser nr 21. SNV pm 1686-1687. 1983.
Bertills U, Hanneberg P.: Försurningen i Sverige – vad vet vi egentligen.
Naturvårdsverket rapport 4421. 1995.
Borg H., Johansson K.: Metal fluxes to Swedish forest lakes.
Naturvårdsve rket. Solna 1989.
Ekelund L. et al: Biogeokemiska kartan, tungmetallhalter i bäckvattenväxter.
SGU Rapporter och meddelanden nr 75. Uppsala 1993.
Eriksson J. et al. Tillståndet i svensk åkermark . Naturvårdsverket rapport
4778. 1997.
Espeby B., Gustafsson J-P,: Vatten och ämnestransport i den omättade zonen.
KTH och Naturvårdsverket
Grahn O., Rosén K.: Deposition och transport av metaller i några sura
avrinningsområden i sydvästra mellersta och norra Sverige.
Miljökonsekvenser nr 21. SNV pm 1686-1687. 1983.
Granstedt A., Westerberg L.: Flöden av växtnäring i jordbruk och samhälle.
SLU 1993.
Hultberg H., Skeffington R.: Experimental reversal och acid rain effekts. The
Gårdsjön roof prodject. 1998.
Johansson H., Hoffman M.: Kväveläckaget från svensk åkermark .
Naturvårdsverket rapport 4741. 1997
Kyllmar K., Johnsson H.: Typområden på jordbruksmark (JRK). Avrinning
och växtnäringsförluster för det agrohydrologiska året 1994/95. SLU 1996.
Larm, T, 1997. Schablonhalter av föroreningar och näringsämnen i
dagvatten. VBBViak 11065160. På uppdrag av Stockholms stad, GFK.
Löfgren S.: Jordbrukets inverkan på yt - och grundvatten: tillstånd, utveckling
och verkan. Naturvårdsverket rapport 4150. 1993.
42
Dagvattenbelastning på sjöar och vattendrag
i förhållande till andra föroreningskällor
VV Publ 2001:114
Malmqvist et al, 1994. Dagvattnets sammansättning. VAV. VA-forsk rapport
1994-11.
Miljöstrategi 2000. Metaller – tillståndsbeskrivning. Hämtat från
Länsstyrelsen i Älvsborgs läns hemsida.
Monitor 1987. Tungmetaller – förekomst och omsättning i naturen.
Naturvårdsverket informerar 1988.
Naturvårdsverket, 1998. Metaller i Stockholm. Editor Bo Bergbäck. Rapport:
4952. ISBN: 91-620-4952-6.
Olvik, G, 1996. Ekologisk vägdagvattenhantering. AB J&W på uppdrag av
SVEDAB, Malmö.
Persson A. Kväve och fosfor i avrinnande vatten från jordbruksområden i
södra Halland. SLU 1994.
Pettersson L.: Metallflöden i Kalmar läns miljö. Länsstyrelsen i Kalmar län
meddela nde 1995:5.
Statens naturvårdsverk 1993. Metallerna och miljön (Miljön i Sverige:
tillstånd och trender (MIST)). Rapport: 4135. ISBN: 91-620-4135-5.
Statistiska centralbyrån, 1995. Utsläpp till vatten och slamproduktion 1995.
Statistiska meddelanden, Na 22 SM 9701.
Statistiska centralbyrån, 1992. Utsläpp till vatten 1992. Statistiska
meddela nden, Na 22 SM 9401.
Sveriges Nationalatlas (SNA): Berg och jord. SGU 1994
VAV. 1976. Anvisningar för Beräkning av allmänna avloppsledningar. VAV
P28.
Luft och nederbördskemiska stationsnätet inom PMK. Rapport från
verksamheten 1994.
Ej tryckta referenser
Gustafsson, J-P, Avd. för mark och vattenresurser. KTH. Telefonsamtal 200002-14.
Bringmark, L, Inst. för miljöanalys. SLU. Brev daterat 2000-02-09.
www.scb.se, www.ivl.se
43
Schablonhalter för dagvatten,
naturmark och luftdeposition
BILAGA 1
Förslag till schablonhalter för urban markanvändning
Marktyp
COD
Tot-N
Tot-P
Bly
Zink
Koppar Kadmium
Susp
medel
medel
medel
medel
medel
medel
medel
medel
(min-max) (min-max) (min-max) (min-max) (min-max) (min-max) (min-max) (min-max)
mg/l
mg/l
mg/l
ug/l
ug/l
ug/l
ug/l
mg/l
Urbana ytor
Generellt
70
2,0
0,3
25
150
50
0,5
120
(40-120)
(1-2,5)
(0,2-0,4)
(15-60)
(80-300)
(25-100)
(0,3-0,9)
(50-200)
60
1,5
0,3
15
120
35
0,3
70
(40-75)
(1-2)
(0,1-0,4)
(15-40)
(60-200)
(20-70)
(0,2-0,5)
(40-160)
80
2,0
0,3
20
180
50
0,4
120
(60-110)
(1-3)
(0,2-0,5)
(15-60)
(90-300)
(25-100)
(0,3-0,6)
(60-200)
40
250
70
0,5
200
(20-70) (120-400)
(25-110)
Villaområden
Flerfamiljsomr
Bostads- och
centrumomr
120
2,0
0,3
(90-150)
(1-3)
(0,2-0,6)
160
2
0,3
110-230)
(1-2,5)
(0,2-0,5)
90
2,0
0,3
(60-120)
(1-2,5)
(0,2-0,6)
Trafik
Industri
40
(0,3-0,7) (100-260)
240
75
0,5
200
(15-70) (100-350)
(25-110)
(0,3-1,0)
(70-250)
250
70
0,5
170
(10-60) (120-400)
(25-110)
(0,3-0,9)
(70-230)
40
Förslag till schablonhalter för vägdagvatten
Vägtyp
Ådt
Bly
medel
(min-max)
ug/l
Zink
medel
(min-max)
ug/l
20
100
35
(10-50)
(50-275)
25
150
(15-60)
(75-350)
0-15 000
15-30 000
30-60 000
Koppar Kadmium
medel
medel
(min-max) (min-max)
ug/l
ug/l
Tot-N
medel
(min-max)
mg/l
Tot-P
medel
(min-max)
mg/l
COD
medel
(min-max)
mg/l
Susp
medel
(min-max)
mg/l
0,5
1,2
0,15
40
75
(20-70)
(0,3-0,9)
(0,6-1,8)
(0,1-0,25)
(20-80)
(40-150)
45
0,5
1,5
0,20
60
100
(25-90)
(0,3-0,9)
(0,8-2,1)
(0,1-0,35)
(30-120)
(50-200)
30
250
60
0,5
2,0
0,25
95
125
(20-70)
(100-600)
(30-120)
(0,3-0,9)
(1,0-2,5)
(0,15-0,5)
(50-190)
(60-250)
Föreslagna värden på metallutlakning från skogsmark (gram/ha år)
Ämne
Pb
Cd
Cr
Zn
Cu
Ni
4
0,6
2,5
100
3
4
Schablonhalt
Hg Tot-N
Tot-P
0,02
Föreslagna värden på metallutlakning från åkermark (gram/ha år)
Ämne
Pb
Cd
Cr
Zn
Cu
Ni
Hg
3
0,1
5
28
8
7
0,02*
Schablonhalt
Tot-N
Tot-P
*Inga värden på utlakningen har hittats utan värden uppskattats utifrån utlakningen från skogsmark.
Luftdeposition. IVL 1994.
mm
Arup
Svartedalen
Aspvreten
Bredkärlen
876
982
717
411
Cd
(mg/m2 )
0,07
0,06
0,06
0,01
Cu
(mg/m2 )
5,1
2,4
2,0
2,1
Pb
(mg/m2 )
2,6
2,3
1,8
0,3
Zn
(mg/m2 )
6,4
5,4
4,4
2,3
Cr
(mg/m2 )
0,2
0,2
0,1
0,1
Ni
(mg/m2 )
0,4
0,3
0,3
0,1
BILAGA 2
Utsläpp från reningsverk
16,00
14,00
kg/pers och år
12,00
10,00
8,00
6,00
4,00
2,00
0,00
Biologisk rening
Kemisk rening
Biologisk-kemisk
rening
Kväverening
Kompl rening
Genomsnitt
COD
BOD
Kväve
Fosfor
11,10
13,50
8,20
2,50
5,60
1,50
2,50
4,10
3,40
0,29
0,07
0,06
7,30
8,60
8,50
1,30
1,40
1,70
2,60
3,20
3,30
0,06
0,04
0,06
Diagram 1. Utsläpp från reningsverk, organiskt material och näringsämnen
6,0
5,0
4,0
3,0
2,0
1,0
0,0
Cr
Zn
Cu
Kemisk
0,3
3,5
1,2
Biologisk-kemisk
0,5
5,4
2,1
Kväverening
0,2
4,0
2,4
Kompl.rening
0,3
4,3
2,3
Genomsnitt
0,5
5,1
2,1
Diagram 2. Utsläpp från reningsverk, metaller
1,2
1,0
0,8
0,6
0,4
0,2
0,0
Ni
Pb
Cd
Kemisk
0,5
0,1
0,03
Biologisk-kemisk
1,1
0,3
0,04
Kväverening
1,1
0,3
0,01
Kompl.rening
0,6
0,4
0,07
Genomsnitt
1,0
0,3
0,04
Diagram.3. Utsläpp från reningsverk, metaller
4,1
5,2 -5, 3
6, 4-7,3
4,1 -5,0
m ede l p H
540 0
1 45 (7 7 -3 85)
1 28 (40-29 0)
11 (4 - 17 )
7 4 ( 71-76)
56
328 (8 0 - 750 ) 101 (2 0 - 180 )
Zn
m e de l (var ian s
m e de lm än g d er)
Mn
m ede l (var ian s
m e del m ä n gde r)
Cu
3 ,7 (2 -6 )
14 (1 3 -1 5)
8
4 (1 - 12 )
m e de l (va ria ns
m ed elm ä ng d er )
Pb
6 ,2 (2,7 - 9 ,7)
6
5 ,5 (0 ,6- 12 ,2)
3, 3 (1,5 - 5 )
m ed el (var ian s
m e de lm än gd e r)
Ni
1, 5
4 (1 - 8 )
m e de l (v ari ans
m e del m än gde r)
Cd
0 ,7 (0,6- 0, 9)
5
0,7 (0 ,2 - 1,8)
0,6 (0 ,2 - 1,1 )
m e del ( va ria ns
m ed elm ä ng der )
6 ,6 - 7,9
6,6
4,7 -4 ,8
M ine ra ljord (1)
Or g anog en jord (2)
S u lf idjord (3)
S amtliga a rea lfö rlus ter i g/h a år
83 ,3 (51-14 6)
73 00
2 700 - 10 800
2 8,1 (4 ,1 -78)
16 0
390 -6 20
Zn
m e del ( va ria ns
m ed elm ä ng de r)
Mn
m e del ( va ria ns
m ed elm ä ng de r)
Cu
8 , 3 (1,7- 22 )
13
7 9-84
m ed el (var ia n s
m e de lm än gd er)
Pb
2 ,7 (0,4 -7 ,8)
4,2
1, 1 -1 ,4
m e de l (varia n s
m ed el m äng de r)
Ni
7,1 ( 1, 2-1 6)
12
116 -1 3 4
m ed el (va ria ns
m e d elm ä ng der )
Cd
0,1 (0, 0 5-0,2)
0 ,4
1 ,8- 2 ,2
m ed el (var ian s
m e d e lm än gd er)
5, 1 (0,6 - 20 )
3,1
2, 7 -1 5,2
m ede l (var ian s
m e de lm än gd er)
Cr
3
2, 4 (1 - 3)
As
0 ,8 (0,2 - 1 , 6)
3,8
1,0 -1 ,2
m e de l ( varia ns
m ed elm ä ng de r)
As
2 ,2 (1,1 -2 ,8)
m ed el (var ian s
m e de lm än gd er)
Hg
0,0 1-0,02
0,01 -0 ,06
0,00 7 - 0,06
m e de l (varia ns
m ed elm äng de r)
K om m enta r: M ånga me talle r, s pec ie llt k a dm ium oc h z ink , u tla kas i hög re gra d m ed s än kt pH.
M ätningar i jordar
m e d pH ru nt 7 visa de p å en zink utlakn ing på u nge fär 1 g/ ha å r. G eologi oc h s torle ke n på
den organisk a uttr ans porte n
är oc k så viktiga parame trar för utlak nin gen
(1) Utla kn ing från 4 åk ra r m ed min eraljord b e lä gna i S öde rm an lands län (lera), M a lmö hus län (mo
rä nle ra ), Värm lan ds län (finm o-mjäla ) och Halla nds lä n (sa nd-g ro vm o).
(2 ) U tlak ning frå n en åk er i Ö rebro lä n med organ oge n jo rd art. Ex trem a förhå llande n av s eend e av rin nin g m
m gö r a tt v ärden a in te direk t ka n
jä mfö ras m ed u tlak ninge n från min eraljord a rn a.
(3 ) Utlak nin g från 2 åk rar med minera ljo rd i V äs terbot te ns lä n (le rig m jälig mo) o ch Norrbot
te ns län (f inm o- gr ovm o). S ulfidh alte n i jord en v ar hög oc h pH- v ärden a v arierad e me llan 3 ,1 oc h 7 ,2.
Av rin nin gen frå n om rå de n a regis tre ra des i nte, d e redo visa d e h alte rn a ha r här om rä kn ats till m ä
ngd er me d anta g and e av 20 0 mm a v rinn ing per år.
m e del pH
J orda rt
Are alförluster från å kerm a rk (An der sson et a l 19 8 8)
Cr
m ed el (va ria ns
m ed elm ä ngd er )
(1) Sa mm a ns tällning av und e rs ök ningar från G årds jön , Ku llarn a, S v artberge t, Bo a B erg, S va rte dale
n, Tiv ede n oc h T re stic kan .
( 2) Sa mma nst ällnin g a v u nders ök nin gar från Norra Kv ill, Sa ndträs ke t, R eiv o oc h Am marn
äs .
(3 ) Mätn in g ar vid De gerträs ke t oc h Ho lms v attn et c a 2 mil s öde r o m Rön ns kä rs v erken .
(4) TA K p ro jek tet Gå rd sjön i Ste nung su n ds ko mmu n (SV Sv erige). Re fere ns prov tagn ing ar f
rån o mråde utan ta k. I områ det ä r j ordtäc k et tu nt oc h
me ta llha lten i b erggrund e n låg. Metallh alt en i jo rd en o ch utla kn ing en e nligt b iog eok em is ka ka rto r
bedö ms so m ge n om sn ittlig .
Bo rg oc h J o han ss on (1 989) (2 )
Borg o ch Jo han s s on (19 89) (3)
Me tallerna o ch miljön (19 93)
Hultberg , S k effingto n (199 8) ( 4)
Ax elss on (1 992)
Sam tliga a re alförlus ter i g/h a år
B org oc h J oh ans so n (198 9) (1 )
R e ferens
Ar ealförl us te r frå n skogsm ar k
BILAGA 10
BILAGA 11
7.1 Utgångspunkter för värdering av dagvattenreferenser
I rapporten Dagvattnets sammansättning (ref Malmqvist et al, 1994) presenteras förslag
till schablonhalter för dagvattnets föroreningsinnehåll. Schablonvärdena bygger på
värden från ”Lathund för bedömning av dagvattnets föroreningar” (1982), men värdena
har korrigerats med hänsyn till hur föroreningskällorna har förändrats från 1982 till
1994.
I ”Schablonhalter av föroreningar och näringsämnen i dagvatten” (Larm, 1997), föreslås
schablonhalter för olika markanvändning utifrån en utförd litteraturstudie. Föreslagna
schablonhalter skiljer sig till viss del från de angivna i Dagvattnets sammansättning.
Utländska och äldre svenska referenser har påverkat rapportens förslag till
schablonhalter så att schablonhalterna generellt sett är högre, varför större vikt har lagts
på värdena i Dagvattnets sammansättning.
I ”Stormwater Ponds for Pollution Reduction” (Pettersson, 1999) redovisas utförliga
mätningar på dagvatten från två platser i Sverige (Göteborg, Örebro). Mätningarna
pågick under lång tid vilket gjorde att ackumulerade föroreningsgrafer kunde upprättas
(samtliga mätserier innefattar fler än 10 regntillfällen). Beräknade medelhalter visar
tydligt att för till exempel bly synes halterna i dagvatten ha minskat betydligt mer än
Malmqvist och Larm förutspått. Uppmätta värden stämmer dock i stort överens med de i
rapporten ”Dagvattnets sammansättning” (ref Malmqvist et al) föreslagna
schablonha lter för urbana ytor generellt.
Vi uppskattning av dagvattnets föroreningshalter har störst vikt lagts på rapporten
Dagvattnets sammansättning (ref Malmqvist et al, 1994). Rapporten ”Schablonhalter av
föroreningar och näringsämnen i dagvatten” (Larm, 1997), har främst använts till att
komplettera data där det saknats i ”Dagvattnets sammansättning”. Utifrån rapporten
”Stormwater Ponds for Pollution Reduction” (Pettersson, 1999) har värden korrigerats
till lägre nivåer, främst vad gäller bly, zink och koppar.
De i denna rapport föreslagna värdena för vägdagvatten är även de generellt lägre än de
presenterade i ”Schablonhalter av föroreningar och näringsämnen i dagvatten”.
Orsakerna till det är bland annat att dess riktvärden gäller för tätortsnära vägar där
bakgrundsbelastningen kan förväntas vara högre. Men att vi även för vägdagvattnets
halter har valt att korrigera till lägre nivåer utifrån rapporten ”Stormwater Ponds for
Pollution Reduction”.