Åtgärder och kostnader för minskade fosforutsläpp från enskilda avlopp, industrier m.m. till sjön Glan

Åtgärder och kostnader för minskade fosforutsläpp från enskilda avlopp, industrier m.m. till sjön Glan Underlagsrapport (2) till Miljökvalitetsnormer för fosfor i sjöar redovisning av ett regeringsuppdrag (NV rapport 5288) Rapport 5290 juni 2003

Åtgärder och kostnader för minskade fosforutsläpp från enskilda avlopp, industrier m.m. till sjön Glan Underlagsrapport (2) till Miljökvalitetsnormer för fosfor i sjöar redovisning av ett regeringsuppdrag (NV rapport 5288)

BESTÄLLNINGAR Ordertelefon: 08-505 933 40 Orderfax: 08-505 933 99 E-post: natur@cm.se Postadress: CM-Gruppen Box 110 93 161 11 Bromma Internet: www.naturvardsverket.se/bokhandeln NATURVÅRDSVERKET Tel: 08-698 10 00 (växel) E-post: upplysningar@naturvardsverket.se Postadress: Naturvårdsverket,106 48 Stockholm ISBN 91-620-5290-X.pdf ISSN 0282-7298 Naturvårdsverket 2003 Elektronisk publikation

Förord - Naturvårdsverket Huvudrapport Miljökvalitetsnormer för fosfor i utvalda sjöar redovisning av ett regeringsuppdrag, NV rapport 5288 Underlagsrapport 1 Åtgärds- och konsekvensanalys för införandet av miljökvalitetsnormer för fosfor i sjön Glan, NV rapport 5289 Underlagsrapport 2 Åtgärder och kostnader för minskade fosforutsläpp från enskilda avlopp, industri m.m. till sjön Glan, NV rapport, NV 5290 Underlagsrapport 3 Åtgärder och kostnader för minskad fosforutlakning från jordbruksmark till sjön Glan, NV rapport 5291 Rapporternas inbördes ordning Sedan början av 1998 finns på Naturvårdsverket ett verksprojekt vid namnet Miljökvalitetsnormer. Projektets verksamhet har utgått från två på varandra följande regeringsuppdrag med syftet att ta fram förslag till miljökvalitetsnormer enligt miljöbalken, med utgångspunkt från krav i EG-direktiv samt utifrån särskilda nationella problemställningar. Föreliggande underlagsrapport som är beställd på uppdrag av Naturvårdsverket utgör en av tre underlagsrapporter till huvudrapporten Miljökvalitetsnormer för fosfor i utvalda sjöar, NV rapport 5288. Rapporternas inbördes ordning framgår av figuren ovan. Författarna ansvarar själva för innehållet i underlagsrapporterna och Naturvårdsverket har valt att kommentera vissa delar (se Naturvårdsverkets kommentarer). Stockholm i juni 2003 Naturvårdsverket 1

Förord - Swedenviro Consulting Group Naturvårdsverket driver ett projekt som ska utreda förutsättningarna för miljökvalitetsnormer för fosfor i sjöar. Normerna ska dels ange högsta tillåtna halt fosfor i sjön, dels ange ett datum då detta villkor ska vara uppfyllt. Projektet ska även visa vilka åtgärder som krävs för att uppnå målet samt vilka kostnader och samhällsekonomiska konsekvenser som är förknippade med dessa åtgärder. Sjön Glan i Östergötland har valts ut som en av exempelsjöarna i Naturvårdsverkets arbete. En metod för att ta fram miljökvalitetsnormer för fosfor i sjöar redovisas i huvudrapporten Miljökvalitetsnormer för fosfor i sjöar redovisning av ett regeringsuppdrag, NV rapport 5288. För arbetet med att bedöma åtgärder och konsekvenser har Naturvårdsverket valt att söka extern hjälp. Uppdraget att identifiera åtgärder i jordbruket och bedöma deras kostnader uppdrogs åt Barbro Ulén och Håkan Rosenqvist på SLU, och redovisas i underlagsrapport 3 Åtgärder och kostnader för minskad fosforutlakning från jordbruksmark till sjön Glan, NV rapport 5291. Övriga åtgärdsområden (avloppsreningsverk, punktkällor, dagvatten samt enskilda avlopp) har utförts av konsulter inom Swedenviro Consulting Group och redovisas i föreliggande rapport. Arbetet påbörjades på försommaren 2001. I ett senare skede utvidgades uppdraget på utförarens initiativ till att omfatta en samlad analys av såväl resultatet från jordbruket som övriga fosforkällor. Vi ansåg att ett helhetsgrepp på det här stadiet skulle ge ett mer användbart slutresultat. Eftersom en modell utvecklats som utan alltför stort merarbete skulle kunna inkludera även åtgärder inom jordbruket gjorde Naturvårdsverket en tilläggsbeställning. Som dialogpartner och stöd i sammanjämkandet av de två rapporterna rörande åtgärder inom jordbruket har Håkan Rosenqvist, SLU, spelat en viktig roll. Resultatet av detta arbete redovisas i underlagsrapport 1 Åtgärds- och konsekvensanalys för införandet av miljökvalitetsnormer för fosfor i sjön Glan, NV rapport 5289. Tyngdpunkten i arbetet har legat på metodutveckling samt identifiering av en mångfald åtgärder och vår ambition har varit att konstruera modeller som är generellt tillämpbara. Vår förhoppning är att den metodik som utvecklats samt de tankesätt som lyfts fram ska kunna bidra med värdefull information till intresserade aktörer samt driva på arbetet mot bättre vattenmiljöer i Sverige. Uppdraget har för Swedenviro Consulting Group genomförts av ett flertal experter och konsulter. Inom gruppen ingår ett antal olika konsultföretag med vatten, avlopp och närsalter som specialområden. Nedan listas kort de personer och företag som deltagit i arbetet: Sten-Åke Carlsson, Vattenresurs AB, har fungerat som kvalitetssäkrare och expertstöd. Jan Wijkmark, Verna Ekologi AB, har fungerat som projektsamordnare samt ansvarat för framtagande av huvudrapporten. Mats Tröjbom, Verna Ekologi AB / Mopelikan har utvecklat och genomfört modellarbetet samt ansvarat för framtagandet av bakgrundsrapporten. Peter Norberg, Ecomanagement SE AB, har utfört den ekonomiska analysen. Beräkningar av utsläpp och förslag till åtgärder rörande reningsverk, punktkällor och dagvatten har utförts av Peter Ridderstolpe, Jonas 2

Andersson och Ebba af Petersens, WRS Uppsala AB. Beräkningar av utsläpp och förslag till åtgärder rörande enskilda avlopp har utförts av Maria Lennartsson och Jan Wijkmark, Verna Ekologi AB. Swedenviro Consulting Group i november 2001 3

Naturvårdsverkets kommentarer Föreliggande rapport som är författad på uppdrag av Naturvårdsverket skall inte betraktas som generella rekommendationer, utan är endast ett försök att exemplifiera de åtgärder och kostnader som kan bli aktuella i om det införs en miljökvalitetsnorm för fosfor. Författarna ansvarar själva för innehållet i denna rapport. I rapporten föreslås anläggande av dammar som den enda möjliga åtgärd att i jordbruksmark åstadkomma tillräckliga reduktioner av fosfor för att nå den uppsatta miljökvalitetsnormen. Naturvårdsverkets kommentar: Det bör i sammanhanget framhållas att dammar om åtgärd mot fosforläckage är en relativt oprövad metod som dessutom endast är tillämpbar under vissa givna förutsättningar. I rapporten föreslås dränering som åtgärd för att minska fosforförluster från jordbruksmark. Naturvårdsverkets kommentar: Stående vatten på åkern är ett av problemen kring fosforförluster från åkermark, dränering är inte en motåtgärd till stående vatten. Istället för att leda bort stående vatten är utmaningen att förhindra att det bildas stående vatten. Lösningen kan vara förbättrad infiltration, bättre aggregatstruktur, ökad mullhalt och minskad jordpackning. Det sistnämnda, jordpackning, är en viktig parameter speciellt vid spridning av stallgödsel vid olämplig tidpunkt. Mer FoU för att ge långsiktiga lösningar är nödvändigt. I rapporten beskrivs enskilda avlopp som en åtgärd där vi har en relativt god kunskap om att vi kan få stora effekter och där vi dessutom har möjlighet att ställa krav via lagstiftning. Rapportförfattarna har dock valt att inte ha med åtgärden i den slutliga kostnadsberäkningen för Glan. Dels handlar det om en praxis: kommunerna har i praktiken gett tillstånd för avloppsanläggningar på obegränsad tid, vilket innebär att man inte kan ålägga en fastighetsägare att förbättra sin anläggning om inte särskilda skäl föreligger. Dels beror det på bristande resurser för inventeringar och uppföljningar. Naturvårdsverkets kommentar: Analysen visar att de enskilda avloppen står för en stor del av fosfortillförseln till vattenmiljöerna. De enskilda fastigheternas avloppsutsläpp reglerades i miljöskyddslagen 1969 där man föreskrivit att all rening av avloppsvatten ska genomgå längre gående rening än slamavskiljning. Kostnaden för att åstadkomma detta åligger fastighetsägaren. Det har, trots stöd i lagen, varit svårt att uppfylla dessa krav, mycket beroende på brist på kunskap om fastigheternas avloppsanläggningar. Andra hinder har varit brist på bra teknik och brist på resurser i de kommunala förvaltningarna. Idag görs ett omfattande arbete att inventera avloppsanläggningar i många kommuner. Lovande tekniker att reducera fosfor även i enskilda avlopp har utvecklats snabbt de sista åren. Inom exempelvis Glans avrinningsområde finns förutsättningar att göra en offensiv satsning för att komma till rätta med enskilda 4

avlopp med stöd av miljöbalken. En nationell utveckling av tekniska föreskrifter om enskilda avlopp med stöd av miljöbalken skulle vara ett stöd i detta arbete. Angående fosforförlusternas storlek från jordbruksmark. Fosforförlusternas storlek är enligt övervakningsprogrammen låga i Östergötland och förlusterna i vattendragen kan inte förklaras via dem. I bakgrundsrapportens källfördelning räknar man därför upp förlusterna från åker för att få ekvationen att gå ihop. Man påpekar att källfördelningar kan behöva göras om med förbättrad kunskapsunderlag. Naturvårdsverkets kommentar:. För att få rätt åtgärdsprogram måste större vikt läggas vid källfördelning än att förutsätta att de kommer via åkern som man gör här. Just källfördelning för fosforförluster har inte varit föremål för speciellt stort intresse fram till idag. Ingen kontinuerlig utvärdering eller uppgradering av beräkningsmodeller och schabloner har skett. Det är av stor vikt att detta sker för att förstå var åtgärder har bäst verkan och var brister i tillämpbara åtgärder sätter begränsningar för förbättringar av vattenkvalitén. Ett nytt utredningsuppdrag till NV, med uppgift att precisera delmålet för fosforförluster till vattendrag, kan förväntas ta upp just dessa frågor. Det är därför viktigt att den brasklapp som finns angiven i bakgrundsrapporten, om källfördelningens relevans, inte glöms bort. De låga fosforförlusterna från åkermarken, som man räknar med i rapporten, är en orsak till varför bedömningen blir att diskuterade åtgärder inte får märkbar effekt. En minskning av fosforförlusterna på 10-15 % på en låg förlustsiffra, blir försumbar. 5

Innehållsförteckning Förord - Naturvårdsverket...1 Förord - Swedenviro Consulting Group...2 Naturvårdsverkets kommentarer...4 Innehållsförteckning...6 Översikt...9 1. Motala Ströms avrinningsområde...10 1.1 Naturgeografisk översikt...10 1.2 Vattnets väg genom avrinningsområdet...11 1.3 Historisk fosforbelastning i Glan och Roxen...11 2. Situationen under 90-talet - källanalys...12 2.1 Underlag och definitioner...12 2.2 Fosforförluster från mark...17 2.3 Fosforförluster från dagvatten...20 2.4 Utsläpp från stora punktkällor...21 2.5 Utsläpp från enskilda avlopp...22 2.6 Jordbrukets punktkällor...29 2.7 Retention...30 2.8 Resultat från källanalysen...32 2.9 Genomslagsfaktorn...34 3. Framtida utveckling i Glan...35 3.1 Fosformodell för Glan...35 3.2 Modellstruktur...36 3.3 Modellparametrar...38 3.4 Modellens drivdata...41 3.5 Modellkalibrering...42 3.6 Resultat av Glanmodellen - Scenario 2000-2017...44 4. Framtida utveckling i Roxen...46 4.1 Roxens sediment - uppmätt internbelastning...46 4.2 Modellering av Roxens sediment...47 4.3 Resultat av Roxenmodellen...47 4.4 Kvalitativ beskrivning av utvecklingen i Roxen...49 6

5. Åtgärder...50 5.1 Åtgärder - dagvatten...51 5.2 Åtgärder avloppsreningsverk...53 5.3 Åtgärder övriga större punktkällor...58 5.4 Åtgärder för enskilda avlopp...59 5.5 Åtgärder på jordbruksmark...63 5.6 Åtgärder i sjöarna några exempel...68 6. Nollalternativ och åtgärdsbehov...70 6.1 Definition av nollalternativet...70 6.2 Genomförda åtgärder...71 6.3 Precisering av nollalternativet...72 6.4 Precisering av åtgärdsbehovet...73 7. Ekonomisk beräkning vad kostar 25 µg/l?...74 7.1 Beräkningsmodellen...74 7.2 Resultat...78 7.3 Diskussion...82 Bilagor 1. Markanvändningsuppgifter underlag till källanalysen 2. Resultat källanalysen 3. Detaljkarta över avrinningsområdet 4. Resultat av sedimentundersökningen i Roxen och Rlan 5. Provpunkter sedimentundersökningen 6. Kalibreringsresultat Glanmodellen 7. Scenario 2000-2017, Glanmodellen 8. Roxenmodellen kalibreringsresultat och parametervärden 9. Utsläppssiffror punktkällor 10. Åtgärder och kostnader enskilda avlopp 7

11. Sammanställning av antalet enskilda avlopp inom avrinningsområdet. 12. Åtgärdslista teoretisk potential 13. Åtgärdslista med genomförandegrader 14. Åtgärdslista med genomförandegrader sorterad efter avrinningsområde 8

Översikt Denna rapport utgör bakgrundsdokument till underlagsrapport 1 - Åtgärds- och konsekvensanalys för införandet av miljökvalitetsnormer för fosfor i sjön Glan, NV rapport 5289. I rapporten redovisas utförligt använda metoder i ett antal kapitel med tillhörande bilagor. Delresultaten redovisas i slutet av varje kapitel tillsammans med kommentarer och en kortfattad diskussion. I underlagsrapport 1 återfinns en utförligare diskussion och analys av resultaten. I kapitlen behandlas de olika delmomenten som leder fram till slutresultatet i kapitel 7. Kapitelordningen motsvarar arbetets kronologi. Nedan beskrivs innehållet i varje kapitel kortfattat, samt viktiga delresultat: Kapitel 1. Motala Ströms avrinningsområde: Innehåller är en kort orientering om de naturgeografiska och historiska förutsättningarna i Motala Ströms avrinningsområde. Kapitel 2. Situationen under 90-talet: Här beskrivs situationen under 90-talet med hjälp av källanalys. Med en enkel retentionsmodell uppskattas retentionen i delavrinningsområdena. De framräknade genomslagsfaktorerna används i kapitel 7 för att justera kostnaderna med avseende på retentionen i avrinningsområdet. Kapitel 3. Framtida utveckling i Glan: Med hjälp av en dynamisk sjömodell för fosfor beräknas vilken belastningsminskning som krävs för att halten 25 g/l skall nås i sjön Glan. Detta delresultat används i kapitel 6 för att uppskatta åtgärdsbehovet. Kapitel 4. Framtida utveckling i Roxen: Med hjälp av sjömodellen som utvecklades för Glan modelleras den framtida utvecklingen i Roxen. Sedimentens framtida funktion har stor betydelse för belastningen på Glan och därmed också för beräkningen av åtgärdsbehovet i kapitel 6. Kapitel 5. Åtgärder: Här sammanfattas ett stort antal åtgärder med syfte att minska fosforläckaget från både diffusa källor och punktkällor. För varje åtgärd tas kostnadsuppskattningar fram och åtgärdens reduktionspotential beräknas. Dessa uppgifter utgör underlag till den ekonomiska beräkningen i kapitel 7. Kapitel 6. Nollalternativ och åtgärdsbehov: Har definieras nollalternativet och åtgärdsbehovet med utgångspunkt i delresultaten från kapitel 2-5. Åtgärdsbehovet beräknas som skillnaden mellan belastningsnivån enligt nollalternativet och målbelastningsnivån beräknad i kapitel 3. Kapitel 7. Ekonomisk beräkning: Med en beräkningsmodell som summerar kostnader och reduktionspotentialer för åtgärderna i kapitel 5, justerade med genomslagsfaktorerna från kapitel 2, beräknas den totala kostnaden för att miljökvalitetsmålet skall nås i sjön Glan. 9

1. Motala Ströms avrinningsområde I detta kapitel presenteras Motala Ströms avrinningsområde översiktligt liksom den historiska utvecklingen av fosforbelastningen. Texterna är till stor del hämtade från två rapporter av Olsson 1 respektive Roxen/Glan projektet 2. 1.1 Naturgeografisk översikt Avrinningsområdet kan delas upp i fyra huvuddelar: Den norra skogsbygden, östgötaslätten, den södra skogsbygden samt Vätterns tillrinningsområde. I denna rapport tittar vi främst på de tre första delorådena och behandlar Vätterns tillrinningsområde översiktligt på grund av att det har liten betydelse för fosforbelastningen längre ner i avrinningsområdet på grund av den stora fastläggningen i Vättern. Den norra skogsbygden sträcker sig från Bråviken i öster till Vättern i väster och domineras av barrskogar och näringsfattiga myrar. Sprickdalar är en orsak till den mycket rika förekomsten av sjöar. Jordarterna domineras av moräner och jordlagren är i regel tunna. Slättbygden sträcker sig i ett bälte mellan Vättern och Ostkusten. I norr begränsas det av förkastningssystemet som avgränsar den norra skogsbygden, och i söder övergår slätten i ett brutet landskap av skog och öppnare mindre slättområden, innan den södra skogsbygden tar vid. Jordlagren är ofta mäktiga och lerjordar är vanligt förekommande. Sjöandelen är mycket låg och området är mycket fattigt på våtmarker. Den södra skogsbygden sträcker sig mellan östersjökusten och Vättern. Den domineras av granskogar med insprängda tallhedar och hällmarkstallskogar. Många mindre odlingsbygder ligger insprängda i skogsbygden, framförallt längs Stångåns och Svartåns dalgångar. 1 Olsson, H. 2001. Beräknade konsekvenser av införande av miljökvalitetsnorm för fosforhalter i sjöarna Glan och Sommen. Länsstyrelsen i Östergötland, opubl. 2 Roxen/Glan 1992. Roxen och Glan Vattenmiljö, mål och åtgärder. Länsstyrelsen i Östergötlands län. 10

1.2 Vattnets väg genom avrinningsområdet Glan ligger längst ner i avrinningsområdet och mottar mest vatten via Motala ströms huvudfåra där vattnet från Roxen rinner till Glan utan att passera några andra sjöar. Inga större biflöden tillkommer till Strömmen mellan Roxen och Glan. Glan mottar dock betydande mängder vatten via Finspångsån och Lotorpsån som är två relativt avrinningsrika skogsdominerade åar som avvattnar de norr delarna av Östergötland. Roxen mottar vatten från tre stora tillflöden: Motala ströms huvudfåra, Svartån och Stångån. Motala Ströms huvudfåra avvattnar Vättern via sjöarna Boren och Norrbysjön. Svartåns avrinningsområde nedströms Sommen avvattnar framförallt jordbruksdominerade slättområden. I avrinningsområdet uppströms Sommen är andelen skog större. Stångåns avrinningsområde är i den övre delen både sjörikt och skogsdominerat. I bilaga 3 redovisas avrinningsområdet i kartform och i figur 2:1, kapitel 2, redovisas avrinningsområdet schematiskt. 1.3 Historisk fosforbelastning i Glan och Roxen Tillförseln till Roxen och Glan var stor i början av 1970-talet innan den kommunala reningen av avloppsvatten effektiviserades. På 1980-talet hade utsläppen och transporterna i vattendragen minskat betydligt. Den största enskilda utsläppsreduktionen gjordes när avloppsreningsverket i Linköping införde kemisk fällning. Bara från den källan reducerades fosfortillförseln till Roxen med drygt 80 ton/år. Effekterna av minskad fosfortillförsel dröjde emellertid på grund av att Roxens sediment började läcka fosfor. Motala Ströms huvudfåra leder stora mängder vatten från Roxen till Glan och det näringsrika vattnet från Roxen tillfördes ytterligare stora mängder fosfor från Skärblacka bruk som är en stor pappersmassafabrik belägen några kilometer uppströms Glan. Under 1980-talet motverkades effekterna av den minskade fosfortillförseln från avloppsreningsverken genom att de årliga utsläppen från Skärblacka bruk ökade med cirka 10 ton per år. 1999/2000 minskade utsläppen drastiskt från Skärblacka bruk till följd av utbyggd rening. 11

2. Situationen under 90-talet - källanalys För att utreda fosforflödenas fördelning på olika källor konstruerades en beräkningsmodell där diffusa fosforförluster från olika markslag, utsläpp från punktkällor och beräknad retention kopplades ihop enligt avrinningsområdets hydrologiska struktur. Retention i sjöar uppskattas med en enkel retentionsmodell utifrån sjöareal och potentiell koncentration. Denna retentionsmodell har bland annat använts i Vätterns tillrinningsområde 3 och i Storsjön 4 i Gävleborgs län. Källfördelningsmodellen kalibrerades med genomsnittliga data för 90-talet för nederbörd, avrinning, utsläpp från punktkällor och uppmätta fosfortransporter i vattendragen. Källanalysen bygger till stora delar på uppgifter från Olsson och Hellströms rapport 5. Uppgifterna om markanvändning inom olika delområden kommer i sin helhet från denna utredning liksom fosfortransporterna som används vid kalibreringen av retentionsmodellen. Arealförlusterna från mark är beräknade med alternativa samband och underlaget för beräkningen av utsläppen från enskilda avlopp är helt nytt. Uppgifter om djurhållning kommer från Olsson och Hellström men användes inte i deras rapport. Den kalibrerade modellen används för att visa de olika delavrinningsområdenas relativa betydelse för belastningen på Glan samt för att beräkna belastningen vid olika åtgärdsscenarier. 2.1 Underlag och definitioner 2.1.1 Indelning av avrinningsområdet i delavrinningsområden Uppdelningen av avrinningsområdet i delavrinningsområden hämtades från Olsson och Hellströms utredning och utgör är en mindre modifiering av SMHI:s indelning i delavrinningsområden från Roxen/Glan projektet. I figur 2:1 framgår dessa delavrinningsområden i en schematisk skiss. I bilaga 3 redovisas delavrinningsområdena i kartform. 3 Kvarnäs, H. 1997. Modellering av näringsämnen i Vätterns tillrinningsområde källfördelning och retention. Vätternvårdsförbundet, Rapport nr 46. 4 Johansson, J-Å. & Kvarnäs, H. 1998. Modellering av näringsämnen i Storsjön och dess tillrinningsområde. Länsstyrelsen Gävleborg, Rapport 1998:13. 5 Olsson, H. & Hellström, M. 2001. Källor till fosfor i sjöar och vattendrag inom Motala Ströms avrinningsområde. Länsstyrelsen i Östergötland, opubl. 12

Figur 2:1. Schematisk beskrivning av avrinningsområdets uppdelning i delavrinningsområden 2.1.2 Definition av åtgärdsområdet För att avgränsa och fokusera arbetet med åtgärder definierades Glans åtgärdsområde (figur 2:2). Med stöd av resultaten från Olsson och Hellströms rapport ansågs bidragen från Vätterns tillrinningsområde och området uppströms Sommen ha liten inverkan på Glan p.g.a. den stora retentionen i sjöarna. I föreliggande arbete lades därför mest tid på att undersöka åtgärdspotentialen inom åtgärdsområdet. Källfördelningsberäkningen gjordes dock på hela avrinningsområdet exklusive Vätterns tillrinningsområde. Utloppet från avrinningsområde 38, d.v.s. Vätterns utlopp betraktades som en punktkälla i beräkningen. 13

Figur 2:2. Åtgärdsområdet (fet linje) samt avrinningsområdet. 2.1.3 Vattenföring och avrinning Den genomsnittliga avrinningen för 90-talet beräknades för de olika delavrinningsområdena med antingen vattenföringsdata från mätstationer eller HBV/PULS-modellerade data, samt uppgifter avrinningsområdets areal från Olsson och Hellström (bilaga 1). 14

vattenstånd (m) vattenstånd (m) vattenstånd (m) Glan 25 20 15 10 5 0 1985 1986-5 1987 1988 1989 1990 1991 1992 1993 1994 1995 1996 1997 1998 1999 Glan (korrigerad) 4 3 2 1 0 1985 1986 1987-1 1988 1989 1990 1991 1992 1993 1994 1995 1996 1997 1998 1999-2 Roxen 6 4 2 0-2 1986 1987 1988 1989 1990 1991 1992 1993 1994 1995 1996 1997 1998 1999-4 -6 Figur2:3. Beräknat vattenstånd i Glan och Roxen. Vattenstånd i Glan (korrigerat) med faktor 0,67 i Finspångsåns utflöde i Glan. För några delavrinningsområden blev de beräknade avrinningarna orimligt låga. I dessa fall användes i stället avrinningar från närliggande områden, med ungefär samma andel skog, åker sjö etc. Orsakerna till avvikelserna är inte utredda. Mycket pekar dock på att vattenföringsuppgifterna kring Glan inte stämmer. För att försöka få en uppfattning om avvikelsernas storlek upprättades enkla vattenbalanser för Glan och Roxen. I dessa ingick de uppmätta och modellerade inflödena, utflödet samt nederbörden på sjöytan, potentiell avdunstning 6 från sjöytan och avrinningen från Glans närområden. Det beräknade vattenståndet i Glan visade sig vara systematiskt ökande under hela perioden, med årstidsvariationerna överlagrade (figur 2:3). Korrigeras denna systematiska ökning med en reduktionsfaktor, d.v.s. magasinsförändringen över hela den studerade perioden antas vara noll, motsvarar felet 30% av inflödet i Glans näst största inflöde eller cirka 6 Linacre, E. T. 1977. A simple formula for estimationg evaporation rates in various climates, using temperature data alone. Agric. Meterology 18:409-424. 15

3% av utflödet. Konsekvensen av detta fel kan bli att transportberäkningen som utförts på samma data överskattar inflödet (det troligaste är att det är de modellerade inflödena som är fel), vilket i sin tur medför att uppskattningen av nettoretentionen i Glan blir överskattad. Vattenbalansen i Roxen uppvisade inte samma systematiska fel. 2.1.4 Nederbörd Den genomsnittliga nederbörden för 90-talet i respektive delavrinningsområde som hämtades från Olsson och Hellströms underlagsmaterial är interpolerad från ett stort antal av SMHI:s nederbördsstationer. I bilaga 1 framgår medelnederbörden för perioden 1990-99 för respektive delavrinningsområde. 2.1.5 Uppmätta totalfosfortransporter i vattendragen Totalfosfortransporter i vattendrag beräknades av Olsson och Hellström genom att vattenföringsdata med dygnupplösning multiplicerades med linjärinterpolerade halter med månadsupplösning. Retentionsmodellen kalibrerades mot de uppmätta genomsnittliga fosfortransporterna (tabell2:1). Tabell 2:1. Totalfosfortransporter i vattendrag Arealspecifik transport (kg/ha,år) Område ARO Mätstation Mätperiod Fosfortransport (ton/år) Flödesvägd halt (ug/l) Glan (utlopp) 11 Norrköping 1990-99 104,5 0,068 39,4 Strömmen, inlopp Glan 7 GB02 1990-99 94,3 0,071 41,7 Lotorpsån, inlopp Glan 1 Fi09 1990-99 2,0 0,048 22,5 Finspångsån, inlopp Glan 3 Fi07 1990-99 8,7 0,068 26,3 Emmaån 2 Fi05 90-91, 93-99 1,62 0,047 17,4 Hällestadsån 4 Fi04 90-91, 93-99 7,44 0,090 34,2 Roxen, utlopp 22 Li11 1990-99 71,1 0,054 30,6 Strömmenm inlopp Roxen 16 Li12 1990-99 14,2 0,021 12,4 Boren, utlopp 15 Mo04 1990-99 13,5 0,021 12,4 Vättern (utlopp) 38 Motala 1990-99 10,5 0,016 9,6 Stångån, inlopp Roxen 28 Li05+ARV 1990-99 16,3 0,066 40,4 Stångån, Ärlången utlopp 29 Li03 90-91, 93-99 9,3 0,040 24,1 Uppströms L. Ärlången 32 Ki03 1990-99 2,9 0,034 19,1 Storån, inlopp Åsunden 31 Ki02 90-91, 93-99 1,6 0,041 20,8 Svartån, inlopp Roxen 23 Li13 1990-99 22,8 0,066 38,9 Svartån, nedströms Åsboån 24&25 Bo04 90-91, 93-99 8,56 0,036 19,4 Skenaån 26 Mö02 1986-88, 99 1,65 0,104 75,5 Lillån-Kapellån 27 Li14 90-91, 93-99 6,9 0,132 91,4 V Sommen, utlopp 33 Bo02 1990-99 5,6 0,029 15,8 Svartån, inlopp Sommen 37 Flän 30 1990-99 6,2 0,072 30,6 Bulsjöån, inlopp Sommen 36 Yd02 1990-99 1,5 0,033 15,3 16

2.1.6 Beräkning av genomsnittlig retention i Glan och Roxen Den genomsnittliga retentionen i Roxen och Glan under 90-talet beräknades genom en enkel massbalans där retentionen är skillnaden mellan uttransporterad och tillförd totalfosfor. Mängden tillförd fosfor via de stora tillflödena hämtades från tabell 2:1 ovan. Mängden fosfor som tillfördes från sjöarnas närområden samt deposition på sjöytan hämtades från källanalysen (se bilaga 1). Beräkningen ger en nettoretention i Glan på 3,3 ton per år i genomsnitt. I Roxen är nettoretentionen negativ vilket innebär att den uttryckt som internbelastning är 9,3 ton per år. Flera osäkerheter medverkar till att retentionen antingen överskattas eller underskattas. Felet i Glans vattenbalans indikerar att utflödet är underskattat eller att något/några inflöden är överskattade vilket medför att retentionen i Glan överskattas. Avvikelsen som motsvarar cirka 3% av utflödet överskattar retentionen med i storleksordningen 3 ton per år. Det har rapporterats att mätningar inom den nationella miljöövervakningen (PMK) uppvisar för höga värden på totalfosforhalter. Enligt Sonesten och Engblom 7 är halterna från perioden januari 1991 till juni 1996 i genomsnitt systematiskt förhöjda 1,2 ug/l. För Glan innebär detta att uttransporten som uppmätts vid PMK stationen i utloppet är överskattad under perioden 1991-96, vilket innebär att retentionen är underskattad. Det finns det indikationer på att halterna fortfarande 1999 är överskattade vid PMKstationen i utloppet 8. Under 1999 gjordes parallella provtagningar och analyser i Glans utlopp av Motala Ströms Vattenvårdsförbund och PMK. Med undantag av ett mätvärde är halterna uppmätta av Vattenvårdsförbundet i storleksordningen 10% lägre än värdena uppmätta ungefär samtidigt vid PMK-stationen. Är det så att halterna i utflödet varit systematiskt överskattade med 10% under hela 90-talet innebär detta att retentionen underskattats i storleksordningen 5ggr, d.v.s. i storleksordningen 2-10 ton per år. 2.2 Fosforförluster från mark De diffusa fosforförlusterna från mark beräknades med hjälp av arealförlustkoefficienter för olika marktyper och uppgifter om markanvändning i respektive delavrinningsområde. Markanvändningsuppgifterna är hämtade från underlagsmaterialet till Olssons och Hellströms rapport 9 och bygger på översiktskartans markanvändningsskikt. Arealuppgifter om dagvattenytor är beräknade från topografiska kartan i de fall denna fanns tillgänglig. 7 Sonesten, L. & Engblom, S. 2001. Totalfosforanalyser vi institutionen för miljöanalys 1965-2000. Institutionen för miljöanalys, SLU, intern rapport. 8 Olsson, H. 2001. Angående resultat av totalfosforanalyser inom recipientkontroll som samordnas av Motala ströms vattenvårdsförbund. PM 2001-04-20, Länsstyrelsen Östergötland. 9 Olsson, H. & Hellström, M. 2001. Källor till fosfor i sjöar och vattendrag inom Motala Ströms avrinningsområde. Länsstyrelsen i Östergötland opubl. 17

Andelen av olika grödoslag 1999 beräknades av Olsson och Hellström med hjälp av uppgifter från jordbruksverkets blockdatabas. I blockdatabasen finns uppgifter om arealersättningar vilket gjorde det möjligt att uppskatta arealen av olika grödoslag för respektive delavrinningsområde. I denna utredning har antagits att samma relativa fördelning gällde hela 90-talet. I beräkningen jordbruk 2 användes uppgifter från Olsson och Hellströms underlagsmaterial där fördelningen av olika jordarter inom delavrinningsområdena beräknats. Underlaget till denna beräkning utgjordes av SGU:s jordartskarta för Östergötlands slättbygder samt den nationella jordartskartan för övriga områden. 2.2.1 Arealförluster skog, myr, öppen mark och jordbruksmark Arealförlusterna har beräknats med samband hämtade från framförallt Löfgren och Olsson 10 (tabell 2:3). I beräkningen har ett försök gjorts att ta hänsyn till jordartens inverkan på fosforläckaget. Från JRK:s 31 försöksstationer i södra och mellersta Sverige har långtidsmedelvärden (1990-2000) av flödesvägda årsmedelhalter hämtats 11. Dessa är korrigerade för inverkan av punktkällor och annan markanvändning och kan sägas representera halten i avrinningen från enbart jordbruksmark (tabell 2:2). Medianvärdet för halterna från JRK-områden med samma dominerande jordart ligger till grund för sambanden som redovisas i tabell 2:3. Reduktionsfaktorn p.g.a. av gröda återfinns i tabell 2:4. Klassindelningen av jordarterna är hämtad från Olsson och Hellströms rapport. Klassen styv/mellan lera har störst benägenhet till läckage, medan klassen övrigt som bl.a. innehåller mulljordar har minst benägenhet. En liknande ansats gjordes av Olsson och Hellström 9 där de använde data från ett typområde och fyra försöksfält i Östergötlands län som underlag. I rapporten konstaterades dock att de framräknade sambanden troligen underskattade bidraget från jordbruksmark. Det generella samband som tagits fram för hela Sverige av Olsson och Löfgren 10 bygger också på uppgifter från JRK:s typområden, men från perioden 1973-86. Detta generella samband som gäller för alla jordar över- respektive underskattar arealförlusten från ett område beroende på hur fördelningen av jordarterna i området avviker från genomsnittet i Sverige. 10 Löfgren, S. & Olsson, H. 1990. Tillförsel av kväve och fosfor till vattendrag i Sveriges inland. Naturvårdsverket rapport 3692. 11 Carlsson, C., Kyllmar, K. & Johnsson, H. 2001. Typområden på jordbruksmark Avrinning och växtnäringsförluster för det agrohydrologiska året 1999/2000. Avdelningen för vattenvårdslära, SLU, Ekohydrologi nr 59. 18

Tabell 2:2. Dominerade Jordart Sammanställning av typhalter för olika jordarter ( g/l). Sammanställning av 31 JRKområden i södra och mellersta Sverige 1990-2000 median min max Olsson & Hellström 2001 Löfgren & Olsson 1990 I denna utredning Styv/mellan 225 78 620 256 100 225 10% lera Morän/lätt lera 137 37 247 110 100 137 33% Sand, mo 81 0 305 70 100 81 11% Mjäla (silt) 176 176 176 49 100 100 not1 7% Berg - - - 17 100 25 not 2 8% Övrigt not 3 25 25 25 17 100 25 32% Not 1: P.g.a. det osäkra dataunderlaget (1 obs) används istället halten för genomsnittet för all jordbruksmark (Löfgren och Olsson 10 ) Not 2: Eftersom underlag saknas används värdet för klassen övrigt analogt med Olsson och Hellström 9 Not 3: Bl.a. organogena jordar Tabell 2:3. Markslag Sammanställning av sambanden som ligger till grund för arealförlustberäkningarna. Samband kgp/(ha, år), avrinning q mm/år Arealförlust kg P/(ha, år) q=200mm avrinning, G=1 Källa Skog 0,00014*q-0,0038 0,024 Löfgren & Olsson 10 Myrmark 0,00028*q-0,020 0,048 Kvarnäs 1987 3 Öppen mark 0,00014*q-0,0038 0,024 Löfgren & Olsson 10 Deposition på sjö 0,08 kg/ha, år 0,08 Löfgren & Olsson 10 Jordbruk Styv/mellan lera 0,00225*q*G 0,45 Egen bearbetning JRK 11 Morän/lätt lera 0,00137*q*G 0,27 Egen bearbetning JRK 11 Mjäla/silt 0,00100*q*G 0,20 Egen bearbetning JRK 11 Sand/mo 0,00081*q*G 0,16 Egen bearbetning JRK 11 Berg i dagen 0,00025*q*G 0,05 Egen bearbetning JRK 11 Övrigt (bla mulljordar) 0,00025*q*G 0,05 Egen bearbetning JRK 11 Jordartens andel i Glans åtgärdsområde Tabell 2:4. Gröda G Reduktion Åker 1 0% Vall 0,8 20% Bete 0,6 40% Småskog not1 0,5 50% Not 1 Bl.a energiskog Reduktion av fosforläckaget p.g.a. grödslag 19

2.3 Fosforförluster från dagvatten Dagvatten är en viktig källa till föroreningstransport till sjöar och vattendrag. Det är framförallt transport av tungmetaller som har studerats, men det har även visat sig att transporten av näringsämnen kan vara av betydelse. Kunskapen om källor till fosfor i dagvatten är fortfarande begränsad, men liksom för transport av fosfor från jordbruksmark bör erosion av jord innehållande partikelbunden fosfor vara en viktig källa. Andra källor av betydelse 12 är atmosfäriskt nedfall, djurspillning, trafik och gödningsmedel. Halterna av fosfor i dagvatten varierar kraftigt från ett område till ett annat beroende på bl.a. markanvändning och jordmån. Halterna av näringsämnen, både vad gäller fosfor och kväve, uppvisar dock ingen fallande trend, utan verkar ligga kvar på 1980 års nivå 12. Att fosforhalterna inte minskat, tyder på att jordmån, markanvändning och djurspillning spelar en större roll än t.ex. emission från industri och trafik. Mängdtransporten av fosfor med dagvatten beror förutom halten även av flödet. Typisk för dagvattenflöden är att dessa uppträder oregelbundet och med stor variation. För att göra en riktig bedömning av mängdtransporten av krävs därför tillgång till flödessviktade medelvärden för fosforhalten över en längre tidsperiod. På senare år har flera större studier genomförts i Sverige (t.ex. Pettersson 13 respektive Larm 12 ), vilket gör att relativt tillförlitliga schablonvärden i dag finns att tillgå för olika typer av bebyggelse. De schablonhalter som använts av Olsson och Hellström 9 för beräkning av fosforbidragen från tätorter ligger i stort sett i nivå med de uppdaterade schablonvärden som presenteras av Larm 12. De avrinningskoefficienter som redovisas av Larm är däremot avsevärt lägre än de data som använts av Olsson och Hellström. I källanalysen uppskattas fosforläckaget från dagvattenytor med uppgifter om andel direkt avrinning och flödesvägda medelhalter hämtade från Larm 12 (tabell 2:5). Arealförlusten beräknas enligt nedanstående som: Arealförlust= nederbörd * andel direktavrinning * fosforhalt i avrinning. Tabell 2:5. Avrinningskoefficienter och flödesvägda medelhalter för olika dagvattenkategorier. Uppgifterna har hämtats från Larm 12, med undantag av värdena markerade med fotnoter. Bebyggelsetyp Larms beteckning Avr. Fosforhalt Koeff. Industriområde Industry 0,6 400 Sluten bebyggelse Commercial 0,7 400 Höghusbebyggelse Apartment 0,45 400 Låghusbebyggelse Houses, Row houses. 0,3 not1 200 12 Larm, T. 2000. Watershed-based design of stormwater treatment facilities: model development and applications. Doktorsavhandling, KTH, Stockholm. 13 Pettersson, T. 1999. Stormwater treatment for pollution reduction. Doktorsavhandling, CTH, Göteborg. 20

Fritidsbebyggelse Leisure 0,2 200 not 2 Ospec. Tätort - 0,35 not 3 250 not 3 Not 1: Andelen av villor respektive radhus är uppskattad Not 2: Larms höga siffra inkluderar troligen även bidrag från enskilda avlopp. Här väljs samma siffra som låghusbebyggelse. Not 3: Uppskattat utifrån Larms siffor. 2.4 Utsläpp från stora punktkällor 2.4.1 Kommunala reningsanläggningar Inom Glans åtgärdsområde finns 23 kommunala reningsanläggningar. Fyra av dessa är stora med en belastning på mer än 10 000 pe och dessa finns i Linköping, Mjölby, Motala och Finspång. Några är mellanstora med belastningar på några tusen personer. De flesta av reningsverken i området är dock små med mindre än 1000 personer anslutna. Många av reningsverken i Glans åtgärdsområde är byggda i början på 70-talet och de allra flesta har både mekanisk, biologisk och kemisk rening. De reningsverk som ligger närmast Glan är Skärblacka, Axsäter och Vånga ARV. Nio verk ligger i Svartåns avrinningsområde, som mynnar i Roxen. Övriga verk ligger spridda över hela Glans åtgärdsområde. Totalt släpps nästan 8 ton fosfor årligen ut från de kommunala reningsverken i åtgärdsområdet (medelvärde från åren 1990-99). De flesta verken har en reningsgrad för fosfor på över 90-95%. Sämst rening har en del små verk, medan de största verken oftast har en god fosforavskiljning och låga utsläppshalter. Utsläppsstatistiken från de små verken baseras på ett mindre antal provtillfällen jämfört med de större verken, vilket ger osäkrare uppgifter (tabell 2:6). Tabell 2:6. Reningsverk Reningsverk i Glans åtgärdsområde. (Baserat på miljörapporter från 1999 & 2000) Belastning (pe) Reduktion Tot-P Utsläpp Tot-P (mg/l) Utsläpp 1990-99 kg P/år Utsläpp 2000 ton P/år Axsäters ARV 19 000 97% 0,10 562 500 Grytgöls ARV 250 88% 0,18 28 20 Igelfors ARV 300 95% 0,35 7 20 Tjällmo ARV 580 94% 0,24 29 24 Godegård ARV 200 96% 0,55 13 18 Karlsby ARV 100 94% 0,44 9 14 Karshult ARV (Motala) 22 982 95% 0,27 1295 1250 Varv 150 96% 0,10 22 9 Fornåsa 400 83% 0,51 21 53 Mjölkulla (Mjölby) 27 989 96% 0,19 585 552 Gudhem 5 479 98% 0,14 110 61 Boxholm 3 848 99% 0,07 40 40 Björkeberg 117 5 0 21

Västerlösa 202 5 0 Nykil 310 5 0 Nykvarn (Linköping) 168 500 96% 0,25 4900 3900 Gistads kyrkby 20 Inget utsläpp under året - - Gammakil 30 Inget utsläpp under året - - Grebo 632 96% 0,19 30 29 Björsäter 348 97% 0,15 16 13 Skärblacka ARV 10 000 92% 0,53 500 1100 Vånga 280 93% 0,37 11 21 Hjortkvarns ARV 320 86% 0,34 32 32 Endast värden från miljörapporter 2000 Uppgift saknas Utsläppssiffrorna som används i källanalysen bygger på utsläppsstatistik för 90-talet sammanställda av Olsson och Hellström 9. I de fall det finns årliga uppgifter har medelvärdena från perioden använts. I övrigt har värden från 1995 använts. I bilaga 9 framgår utsläppssiffrorna för 90-talet samt uppdaterade siffror för 2000 sammanställda inom ramen för denna rapport. 2.4.2 Industrier Inom avrinningsområdet finns tre större industrier med betydande fosforutsläpp. Det är pappersbruken Skärblacka Bruk, Aspa Bruk och Munksjö AB. Av dessa är det enbart Skärblacka Bruk som har någon betydelse för Glan på grund av den stora retentionen i Vättern där de övriga två har sina utsläpp. Skärblacka bruk släppte i genomsnitt ut 22,7 ton fosfor per år under 90-talet (se bilaga 9). 2.5 Utsläpp från enskilda avlopp De enskilda avloppen har på senare år lyfts fram som en av de viktigaste källorna till fosforutsläpp, åtminstone på den lokala nivån. Kunskapen om hur stor andel de verkligen står för har varit begränsad, och data från faktiska mätningar om hur mycket fosfor som släpps ut från enskilda anläggningar över tiden är bristfälliga. När man i tidigare studier beräknat flödet av fosfor från enskilda avlopp i ett specifikt område har man som regel utgått från schablonvärden 14 och räknat med lika stora utsläpp från alla avloppsanläggningar i området. Detta stämmer dåligt med verkligheten, då statusen på de enskilda avloppen och deras förmåga att ta upp fosfor är mycket varierande. Det är svårt att få uppfattning om hur många anläggningar som har bra respektive dålig status då det ofta helt saknas register över de enskilda avloppen, såvida de inte är byggda eller ombyggda under de senaste två decennierna. Det är respektive kommun som är tillstånds- och tillsynsmyndighet för enskilda avlopp. Vissa kommuner har blivit 14 Naturvårdsverket, rapport 4425 22

alltmer medvetna om problemen kring enskilda avlopp och arbetar aktivt för att samla in mer information på området, t.ex. genom inventering av avloppsstatus och föreläggande om åtgärd för undermåliga avlopp. Linköpings kommun har till exempel inventerat c:a 1100 av de c:a 5000 enskilda avloppsanläggningar som man bedömer finns i kommunen. I denna studie har en relativt stor insats lagts ner på att förfina beräkningarna av utsläppen från enskilda avloppsanläggningar utifrån antagandet att olika avlopp har olika status. Bedömningen av de enskilda anläggningarna baseras på tillgänglig information om anläggningstyp, byggnadsår, avstånd till vattendrag samt boendetyp. Den ovan nämnda inventeringen i Linköpings kommun, samt ett par mindre inventeringar i Norrköpings kommun utgör underlag för de här presenterade bedömningarna. Det har antagits att dessa utgör ett representativt underlag för åtgärdsområdet som helhet. 2.5.1 Antal enskilda avlopp i området Antalet hushåll anslutna till enskilt avlopp beräknades med uppgifter från fastighetsregistret från år 2000. I fastighetsregistret finns uppgifter om fastigheten är ansluten till kommunalt avlopp, enskilt avlopp eller om avlopp saknas. Från fastighetsregistret hämtades också uppgifter om användning, nybyggnadsom/tillbyggnadsår och belägenhet i förhållande till strand. Dessa uppgifter användes för att uppskatta de årliga utsläppen, avloppsanläggningens troliga status och lokal retention. Beroende på fastighetens struktur inhämtades uppgiften om användning på följade två sätt: Småhusbyggnader på småhusmark är oftast fastigheter med antingen ett fritidshus eller ett permanenthus per tomt. I ett fåtal fall finns det flera bostadshus på samma tomt. Uppgift om användning hämtades från fastighetsregistret. Småhusbyggnader på lantbruksfastighet: Det finns ofta flera stora hus per lantbruksfastighet. Eftersom vi saknade uppgift om de enskilda husens användning uppskattades denna utifrån boyta och standardpoäng i taxeringen: Hus med liten boyta, eller hus med låg standard antogs vara fritidshus (tabell 2:7). I tabell 2:8 redovisas antalet hushåll totalt, antalet hushåll belägna på strandtomter eller strandnära tomter, fastigheter utan närhet till strand, samt antalet fastigheter utan registrerat avlopp. I tabell 2:9 redovisas antalet permanent- respektive fritidsfastigheter per delavrinningsområde. I bilaga 3 framgår de enskilda avloppens geografiska fördelning. 23

Tabell 2:7. Grundantaganden vid uppskattningen av husens användning på lantbruksfastigheter (Perm=permanentboende, Fri=fritidshus). I figuren visas sambandet mellan standardpoäng och boyta som låg till grund för klassgränserna i tabellen. Boyta (m 2 ) Standardpoän g Användnin g < 80 < 30 Fri >= 30 Perm 80-110 < 25 Fri >= 25 Perm 110-300 <20 Fri >= 20 Perm > 300 - Perm std-poäng 33 31 29 27 25 23 21 19 17 15 30 80 130 180 230 280 boyta kvm Tabell 2:8. Antal fastigheter med enskilda avlopp inom åtgärdsområdet Byggåtomnära Strand- Strand- Ej nära Avlopp Totalt strand saknas Permanenthus <75 351 554 11 264 845 75-87 54 72 2 745 50 >87 70 98 1 785 88 Ej 13 23 825 73 ang. Totalt 488 747 16 619 1 056 18 910 Fritidshus <75 429 523 4 757 4 937 75-87 13 106 915 700 >87 121 102 581 379 Ej 49 28 363 359 ang. Totalt 612 759 6 616 6 375 14 442 24

Tabell 2:9. Åtgärder och kostnader för minskade fosforutsläpp Antalet fastigheter för permanent boende respektive fritidsfastigheter ARO Perm. Fritid ARO Perm. Fritid ARO Perm. Fritid 1 539 461 14 446 178 27 1 502 913 2 386 286 15 2 1 28 317 172 3 296 285 16 359 236 29 583 1 099 4 954 1 015 17 111 124 30 1 116 1 397 5 88 77 18 741 937 31 413 274 6 257 116 19 283 163 32 802 728 7 377 76 20 272 508 33 88 300 8 58 39 21 704 299 34 270 379 9 279 326 22 19 5 35 191 93 10 92 113 23 1 806 621 36 337 208 11 5 8 24 144 155 37 28 51 12 32 5 25 454 229 38 2 899 2 337 13 127 54 26 672 174 Total 18 910 14 442 2.5.2 Beräkningsgrunder för utsläpp från enskilda avlopp Utsläppet från en enskild avloppsanläggning beräknades i ett antal steg. Nedan beskrivs de olika beräkningsstegen och i avsnitten 2.5.3-7 diskuteras övervägandena bakom de olika siffrorna. Den årliga emissionen av fosfor beräknades separat för BDT- respektive toalettfraktionen och olika siffror användes för permanent- respektive fritidshus (tabell 2:10). Antalet personer per hushåll antogs vara 2,6. Denna siffra kommer från en mindre inventering i området 15. Det erhållna bruttoemissionen av fosfor multiplicerades med ett antal reduktionsfaktorer för att kompensera för fastläggning i avloppsanläggningen, lokal retention på väg till vattendraget och nyttjandegrad. I tabellerna 2:11-2:13 redovisas de olika faktorerna och i formeln nedan redovisas beräkningen: Fosforutsläpp/år = 2,6*(P BDT * RF anläggningstyp + P Toalett * RF anläggningstyp ) * RF nyttjandegrad * RF lokal retention Tabell 2:10. Årlig emission av kg fosfor per person. Beräknat som daglig emission*365 dagar för både fritidshus och permanenthus. Boendetyp Fosforfraktion BDT Toalett Fritidshus 0,05 0,55 Perm.hus 0,11 0,55 15 Larsson, S. 1994. Närsaltläckage från fyra avrinningsområden inom Norrköpings kommun. Examensarbete 1994:132E, Tekniska Högskolan i Luleå. 25

Tabell 2:11. Åtgärder och kostnader för minskade fosforutsläpp Reduktionsfaktorer avseende anläggningstyp för respektive avloppsfraktion beroende på avloppskod, boendetyp (fritid eller permanent) och byggnadsår. Siffror inom parentes anger reduktionen i procent. Byggnads Avlopp saknas Har enskilt avlopp år Fritidshus Permanenthus Fritidshus Permanenthus BDT Toalett BDT toalett BDT toalett BDT Toalett <75 1 (0%) 0,1 1 (0%) 1 (0%) 0,9 0,1 0,9 0,9 (10%) (90%) (10%) (90%) (10%) 75-87 1 (0%) 0,1 1 (0%) 1 (0%) 0,7 0,1 0,7 0,7 (30%) (90%) (30%) (90%) (30%) >87 1 (0%) 0,1 1 (0%) 1 (0%) 0,4 0,1 0,4 0,4 (60%) (90%) (60%) (90%) (60%) u. sak. 1 (0%) 0,1 (90%) 1 (0%) 1 (0%) 0,9 (10%) 0,1 (90%) 0,9 (10%) 0,9 (10%) Tabell 2:12. Reduktionsfaktorer avseende nyttjandegrad. Boendetyp Nyttjandegrad (%) Reduktionsfakto r Permanent 90% 0,9 Fritid 30% 0,3 Tabell 2:13. Reduktionsfaktor avseende lokal retention mellan anläggningen och närmsta större sjö eller vattendrag. Belägenhet Reduktion (%) Reduktionsfakto r Strandtomt 0% 1 Strandnära 5% 0,95 Övriga 25% 0,75 2.5.3 BDT- och toalettfraktionernas bidrag I en nyligen publicerad licentiatavhandling från SLU 16 konstaterar Vinnerås att schablonerna vad gäller fosfor för fekalier och urin, 0,55 kg/p och år, stämmer bra överens med andra undersökningar. Men vad gäller värdena för BDT-vatten har man genom mätningar i ett antal anläggningar med källsorterande system, kunnat konstatera lägre halter än Naturvårdsverkets schablonvärden (0,11 kg/p och år mot NV:s 1,6 kg/p och år). Vi har i denna rapport valt att arbeta med Vinnerås resultat eftersom denna siffra är baserad på mätningar i ett antal olika anläggningar, medan Naturvårdsverkets siffra är baserad på den totala mängden använda tvätt och rengöringsmedel i Sverige. 16 Vinnerås, B. 2001. Faecal separation and urine diversion for nutrient management of houeshold biodegradable waste and wastewater. Rapport 244, Uppsala Universitet. 26

Vi har valt att separera fritids och permanentbostäder, vad gäller halterna i BDT-vatten. Vi har gjort det antagandet att den största andelen fritidshus inte har tvättmaskin och att man därför inte tvättar särskilt ofta. Fosforhalterna från BDT-vatten från fritidshus har vi baserat på detta resonemang bedömt som hälften så höga som i permanentfastigheter. 2.5.4 Reduktionsfaktor avseende toalettlösning De inventeringar som gjorts i området har visat att det är stor skillnad på avloppsanläggningar i fritidshus jämfört med permanenthus. Den stora skillnaden gäller framförallt valet av toalett. Endast en mindre del av fritidshusen, ca 25%, har WC installerad. Dessa har i stor utsträckning anslutits till sluten tank, vars innehåll transporteras till kommunal avloppshantering. De som inte har WC har olika torra system. Av dessa har ca 25% latrinhämtning och i övrigt torra toaletter med lokal hantering av toalettavfallet. Det finns dock risk att små mängder från de torra lösningarna ändå kommer ner i vattendrag, men denna del är mycket svår att bedöma. Vi bedömer detta tillskott som mycket liten i sammanhanget och att det mesta av fosforn binds i marken. Sammanfattningsvis innebär detta att det bara är c:a 5 % av fritidshusen som har avloppssystem som innebär stor risk för fosforläckage, den övriga delen bedöms bidra med små mängder fosfor. Därför valdes en reduktionsfaktor på 90% för toalettfraktionen i fritidshus oavsett avloppskod. Alla permanenthus antogs ha toalettsystem med efterföljande rening på fastigheten. 2.5.5 Reduktionsfaktor avseende avloppsanläggningens ålder och typ De flesta avloppen i området bedöms vara undermåliga eller bristfälliga ur fosforsynpunkt. Hälften av alla förekommande avloppsanläggningar bedöms endast ha slamavskiljare, eller slamavskiljare med efterföljande stenkista. Av de övriga bedöms c:a 33% vara markbäddar, 16 % infiltrationsanläggningar samt 1% minireningsverk. Inventeringar som gjorts i Linköping styrker också dess siffror. Nybyggnadsåret eller ombyggnadsåret för en fastighet antas spegla avloppsanläggningens standard och funktion. Dels beroende på att man successivt höjt kraven på reningsanläggningarna vid tillståndsgivning och dels att funktionen vad gäller fosforreduktion avtar med åldern. De avloppsanläggningar som är vanligast för enskilda hushåll är slamavskiljare med efterföljande markbädd alternativt infiltrationsanläggning (på äldre fastigheter finns ofta enbart slamavskiljare). Både markbädd och infiltration fungerar relativt bra som fosforfälla under förutsättning att de inte är allt för gamla. I Naturvårdsverkets rapport 17 Avloppsanläggningar för 1-5 hushåll, redovisas resultat från en studie av fosforreduktionen i markbäddar och infiltration. Den har visat att reduktionen är relaterad till åldern på anläggningen. Efter 10-15 år är reduktionen nere i 35-40 %. Detta har legat till grund för reduktionsfaktorn baserat på ålder. Anläggningar 17 Naturvårdsverket, Rapport 4425 27