Svenskt Vatten Utveckling

Kväveavskiljningens effekt på Ekoln

Irina Persson, Jenny Pirard, Anders Larsson, Caroline Holm, Alexandra Lousa-Alvin

Rap

po

rt Nr 2012–12

Svenskt Vatten Utveckling

Svenskt Vatten Utveckling (SVU) är kommunernas eget FoU-program om kommunal VA-teknik. Program-met finansieras i sin helhet av kommunerna. Programmet lägger tonvikten på tillämpad forskning och utveckling inom det kommunala VA-området. Projekt bedrivs inom hela det VA-tekniska fältet under huvud rubrikerna:

DricksvattenLedningsnätAvloppsvattenManagement

SVU styrs av en kommitté, som utses av styrelsen för Svenskt Vatten AB. För närvarande harkommittén följande sammansättning:

Agneta Granberg, ordförande Göteborgs StadDaniel Hellström, sekreterare Svenskt VattenHenrik Aspegren VA SYDPer Ericsson NorrvattenStefan Johansson Skellefteå kommunHenrik Kant Göteborg VattenLena Ludvigsson-Olafsen Smedjebackens kommunKenneth M. Persson Sydvatten ABLars-Gunnar Reinius Stockholm Vatten ABBo Rutberg Sveriges Kommuner och LandstingLena Söderberg Svenskt VattenLisa Osterman Örebro kommun

Författarna är ensamma ansvariga för rapportens innehåll, varför detta ej kanåberopas såsom representerande Svenskt Vattens ståndpunkt.

Svenskt Vatten UtvecklingSvenskt Vatten ABBox 47607117 94 StockholmTfn 08-506 002 00Fax 08-506 002 10svensktvatten@svensktvatten.sewww.svensktvatten.seSvenskt Vatten AB är servicebolag till föreningen Svenskt Vatten.

Svenskt VattenUtveckling Bibliografiska uppgifter för nr 2012-12

Rapportens titel: Kväveavskiljningens effekt på Ekoln

Title of the report: The effect of nitrogen removal on Lake Ekoln

Rapportnummer: 2012-12

Författare: Irina Persson, Jenny Pirard, Anders Larsson, Caroline Holm, Alexandra Lousa-Alvin

Projektnummer: 10-129

Projektets namn: Modellering av effekter i Ekoln till följd av kväveavskiljning vid Kungsängs-verket i Uppsala kommun samt åtgärder i dagvatten i tillrinningsområdet

Projektets finansiering: LOVA, Svenskt Vatten utveckling, Sweco Environment, Uppsala Vatten.

Rapportens omfattningSidantal: 68Format: A4

Sökord: Kväveavskiljning, reningsverk, ammonium, internbelastning av fosfor, Mälaren, modellering av näringsämnen.

Keywords: Nitrogen removal, wastewater treatment plant, ammonium, internal phosphorus load, Lake Mälaren, lake modeling of nutrients

Sammandrag: Effekten av kväveavskiljningen vid Kungsängsverket på fosforbalansen i Ekoln har studerats via modellering samt statistisk analys av data

Abstract: In this study the effect of nitrogen removal from Kungsängsverket on the phosphorus balance in Lake Ekoln was studied throw modeling and statistical analyses

Målgrupper: Branschaktörer (VA, Energibolag, Miljö- och energikonsulter, Process), Myndigheter, Forskare

Omslagsbild: Kungsängsverket, Foto: Uppsala Vatten

Rapport: Finns att hämta hem som PDF-fil från Svenskt Vattens hemsida www.svensktvatten.se

Utgivningsår: 2012

Utgivare: Svenskt Vatten AB © Svenskt Vatten AB

Layout: Bertil Örtenstrand, Ordförrådet AB.

Förord

I denna studie har vi studerat vad införandet av ett kväveavskiljningssteg på avloppsreningsverket i Uppsala har haft för effekt på Ekoln, och om ytter­ligare ammoniumreducering kan minska fosforomsättningen i sjön och i såfall vara ett alternativ till ytterligare fosforrening.

Studien är ett samarbetsprojekt mellan Uppsala Vatten, SWECO och SMHI samt med ytterligare finansiering från Svenskt Vatten, Länsstyrelsen i Uppsala (via LOVA bidrag), Mälarens vattenvårdsförbund samt Fyrisåns vattenförbund.

Ett stort tack till Jörgen Sahlberg för all hjälp med modellering och utvär­dering. Tack till Gesa Weyenheimer, Emil Rydin och Kurt Pettersson för att ni agerat bollplank och kommit med bra synpunkter. Tack till Mikaeal Östlund på SLU för hjälp med sedimentprovtagningen.

3

4

Innehåll

Sammanfattning ............................................................................6

Abstract ........................................................................................8

Ordlista .......................................................................................10

1 Inledning ..............................................................................121.1 Delprojekt 1 – Modellering .......................................................12

1.2 Delprojekt 2 – Statistik ..............................................................13

1.3 Förväntningar på resultatet av denna studie ............................13

2 Uppsala avloppsreningsverk ...............................................14

3 Beskrivning av Ekoln och dess tillflöden ..............................163.1 Ekoln ..........................................................................................16

3.2 Ekolns tillflöden .........................................................................17

4 Modelleringar av Ekoln .......................................................224.1 Beskrivning av modellens funktioner ........................................22

4.2 Använda indata vid modellering i SCOBI ..................................23

4.3 Resultat för kalibrering ..............................................................25

4.4 Resultat för validering ...............................................................29

4.5 Scenarier ....................................................................................29

4.6 Slutsatser från modelleringen ...................................................33

5 Statistisk analys av mätdata .................................................355.1 Metod för statistisk utvärdering................................................36

5.2 Kväve och fosfortransport till Ekoln ..........................................36

5.3 Halter i Ekoln .............................................................................38

5.4 Slutsatser från den statistiska analysen .....................................41

6 Utförda sedimentprovtagningar...........................................43

7 Diskussion och slutsatser ......................................................477.1 Hur påverkar kväveavskiljningen fosforhalten i Ekoln? ............47

7.2 Hur ska Ekolns vattenkvalitet förbättras? ................................48

7.3 Vilken nytta har resultatet för andra? ........................................49

7.4 Övriga aspekter .........................................................................49

8 Referenser ............................................................................51

Bilagor .......................................................................................53

5

Sammanfattning

Vattenkvaliteten i Ekoln måste förbättras för att uppnå kraven inom Vat­tendirektivet. Då sjön klassificeras som övergödd är det framförallt tillförsel av fosfor och kväve som måste minskas.

Åtgärder har redan genomförts i Ekolns avrinningsområde. Bland annat införde avloppsreningsverket i Uppsala stad, Kungsängsverket, ett kväve­renande steg år 1999. Efter det har provtagningar påvisat minskade halter av kväve och då framförallt ammonium i utgående vatten från reningsverket samt i Fyrisån som utgör mottagande recipient. Dock är dess effekter på Ekoln, till vilken Fyrisån avrinner, inte utredda.

Syftet med denna studie är därför att undersöka om kväveavskiljningen i Kungsängsverket har haft någon påverkan på Ekoln. Hypotesen är att minskad ammoniumtillförsel leder till mindre syrgastäring i Ekoln då min­dre syrgas går åt till att omvandla ammonium till nitrat. Den minskade syrgastäringen förväntas leda till mindre risk för syrebrist i bottenvattnet. Detta leder i sin tur till att den interna fosforbelastningen minskar och såle­des fås lägre fosforhalter i vattenmassan.

I syfte att undersöka om denna hypotes stämmer har dels en modellering av Ekoln gjorts i den biogeokemiska modellen SCOBI, dels en statistisk analys av uppmätta data. Fördelen med modellering är att isolera eventuella effekter av kväveavskiljning på sjön, medan den statistiska analysen avser utreda förändringar i halter i Ekoln efter kväveavskiljningens införande.

Modelleringen av Ekoln indikerar att hypotesen inte stämmer för denna recipient. När inkommande ammoniumhalt till Ekoln minskas i model­len är det endast ammoniumhalterna i sjön som påverkas. Påverkan syns varken på syrgas­ eller fosforhalterna. För att få minskad syrgastäring och minskade fosforhalter i sjön bör enligt modellen istället fosfattillförseln till sjön minska. Modellerat resultat visar att minskad tillförsel av fosfat leder till minskade fosfathalter i Ekoln vilket i sin tur minskar planktonproduk­tionen och ger ökade syrgashalter. De högre syrgashalterna är troligen en följd av minskad nedbrytning. Resultatet indikerar att det är fosfor som begränsar växtplanktonproduktionen i Ekoln och inte kväve.

Den statistiska analysen visar inte heller på några statistiskt säkerställda trender, varken minskade fosfathalter eller ökade syrgashalter. Istället indi­kerar uppmätta data att syrgashalterna i bottenvattnet snarare har minskat. Detta kan vara en effekt av att TOC­halterna i tillrinnande vattendrag och i Ekoln har ökat.

Om de effekter som hypotesen angav ska uppnås, det vill säga att mins­kade ammoniumhalter leder till ökade syrgashalter och minskad internbe­lastning av fosfor, krävs antagligen att de initiala halterna av ammonium i sjön är högre än de var år 1990.

6

För att god ekologisk status ska uppnås i Ekoln krävs att tillförseln av fosfor minskar. Istället indikerar uppmätta data att fosfathalterna i framfö­rallt Örsundaån och Fyrisån ökar. Därför bör åtgärder sättas in för att bland annat åtgärda enskilda avlopp med dåligt fungerande rening. Dessutom bör dagvattenhanteringen från tätort och jordbruk i tillrinningsområdet ses över och åtgärder koncentreras till de områden som bidrar med höga fosfor­halter. En god dagvattenhantering kan även leda till att minskad mängd av totalt organiskt material når Ekoln.

7

Abstract

The water quality in Lake Ekoln must be improved to meet the require­ments in the Water framework directive. Due to problems with eutrophi­cation phosphorus and nitrogen transport to and within the lake must be reduced.

Measures have already been implemented in the catchment area of Lake Ekoln. Among other things, nitrogen removal was introduced in the waste­water treatment plant in Uppsala city, in 1999. Since then water sampling has shown reduced levels of nitrogen and especially ammonia in the effluent from the treatment plant and in the river Fyrisån, which is the recipient of the treated water from the wastewater treatment plant. However, knowl­edge about its effects on Lake Ekoln, to which Fyrisån drains, has not been investigated.

The purpose of this report is to investigate if the nitrogen removal in Uppsala wastewater treatment plant has had any impact on Lake Ekoln. The hypothesis is that reduced ammonium transport to Lake Ekoln leads to less consumption of oxygen in the lake, due to less oxygen being used to convert ammonium into nitrate. The reduced consumption of oxygen in the lake is expected to lead to less risk for anoxia at the bottom. This in turn leads to reduced risk of internal loading of phosphorus and thus lower concentrations of phosphorus in the water column

In order to investigate if the hypothesis is correct, modeling of Lake Ekoln has been made in the biogeochemical model SCOBI and a statistical analysis of measured data has also been done. The modeling is intended to isolate the effect of the nitrogen removal on the lake, and the statistical analysis refers to identifying if there is any statistically significant trend that can detect changes in the nutrient and oxygen concentrations in Lake Ekoln after the introduction of the nitrogen removal.

The modeling of Lake Ekoln indicates that the hypothesis is not cor­rect for this recipient. When the incoming ammonium to Lake Ekoln is reduced in the model, the ammonium concentration in the lake is the only parameter affected. No impact is visible in either the oxygen or phosphorus concentration. In order to achieve less oxygen consumption and reduced phosphorus in the lake a reduction in the incoming phosphorus concentra­tion to the lake is needed according to the model. A reduced input of phos­phate to Lake Ekoln leads to reduced phosphate concentrations in the lake which in turn reduces the plankton production and provides increased oxy­gen levels. The increase in oxygen concentration is probably a consequence of reduced degradation due to less primary production. The result indicates that phosphorus is the limited nutrient for the phytoplankton production in Lake Ekoln and not nitrogen.

8

The statistical analysis shows no statistcally significant trend of either reduced phosphate concentrations or increased oxygen levels in measured concentrations when comparing data from before and after the introduc­tion of the nitrogen removal at the wastewater treatment plant. Instead measured data indicates a reduced oxygen concentration in the bottom water. This may be an effect of the increasing levels of total organic carbon in the incoming water to the lake.

In order for the hypothesis to be true that decreased ammonium con­centration leads to increased oxygen levels and reduced internal loading of phosphorus, the initial concentrations of ammonium in the lake probably needs to be higher than they were in 1990.

In order to achieve good ecological status in Lake Ekoln it is important to reduce the transport of phosphate to the lake. Instead measured data show that the phosphate concentration in particular Örsundaån and Fyrisån has increased. In order to reduce the incoming concentrations of phospho­rus to Lake Ekoln measures need to be taken to reduce emissions from poorly functioning individual wastewater treatment facilities. The storm­water management in the catchment area should be reviewed and focus put on those areas that contribute to the highest levels of phosphorus. A good stormwater management can also lead to reduction of total organic carbon to Lake Ekoln.

9

Ordlista

Aerobt Fritt syre finns tillgängligt.

Ammoniumjon, NH4+ Kväveförening som är biotillgänglig för växter.

Anaerobt Fritt syre finns inte tillgängligt.

Anoxisk Syrgas är inte närvarande, men andra elektronacceptorer kan vara det.

Assimilering Process där fotosyntetiserande växtplankton tar upp kol, kväve och fosfor samt en del spårämnen för att bilda ny biomassa.

Autotrof Organism som kan skapa organiska energikällor för lagring från oorganiskt material, t.ex. växter med klorofyll

Avloppsvatten Det vatten som leds till reningsverk, ofta spillvatten från kommunens vat­tenanvändare (hushåll, företag och industrier), dagvatten och dränvatten.

Bentos I SCOBI­modellen avser bentos det organiska materialet på botten som de bottenlevande djuren (bentiska djuren) utnyttjar.

Betning När djurplankton äter växtplankton.

Biotillgängligt Föreningar som växter kan ta upp. Ofta behöver föreningar omvandlas av bakterier för att bli biotillgängligt, t.ex. syrgas, järn(III), nitrat.

Denitrifikation Biologisk process som sker under syrefria förhållanden där nitrat omvand­las till kvävgas.

Ekologisk status Klassificering av det ekologiska tillståndet i en vattenförekomst enligt Vatten direktivet. Utgör en fem­gradig skala; hög, god, måttlig, otillfreds­ställande och dålig.

Elektronacceptor Ämne som reduceras för att organismer ska kunna oxidera organiskt mate­rial och på så sätt utvinna energi.

Eutrof Näringsrik miljö med god biologisk produktion.

Eutrofiering Utveckling mot ett mer näringsrikt ekosystem, kan ske naturligt eller på grund av mänsklig aktivitet.

Extern fosforbelastning Fosforinflöde till en sjö från källor i tillrinningsområdet, t.ex. från vatten­drag och punktkällor.

Fakultativ organism Organism som kan leva under flera olika förhållanden, en fakultativ anae­rob organism använder helst syrgas som elektronacceptor men kan använda andra också.

Fekalier Avföring. Djurplankton har fekalier som lätt sedimenterar.

Fotosyntetiserande organism Organism som kan bilda sin egen energikälla med energi från solen.

Heterotrof organism Organism som inte kan bilda sin egen kolkälla utan måste äta den.

Hypertrof Mycket näringsrik.

Hypsograf Beskriver hur sjövolymen är fördelad över olika djup och ger en bild över sjöns form.

Inert Reaktionströg förening.

10

Intern fosforbelastning Fosforflöde till en sjö från sediment, en intern fosforkälla.

Kalibrering Kalibrering görs av modellen för en bestämd tidsperiod i syfte att ställa in konstanter.

Kemoautotrof Organism som kan reducera koldioxid till organiskt kol med energi den utvunnit från kemiska reaktioner, endast vissa bakterier är kemoautotrofa.

Kväve Essentiellt grundämne för de flesta organismer. Finns ofta i rikliga mängder i gödsel.

Kvävefixering Process där kvävgas ombildas till biotillgängligt kväve.

Kvävgas, N2

Vanligaste gasen i atmosfären. Kvävefixerande organismer kan göra kvävgas biotillgängligt genom kvävefixering.

Löst organiskt kväve, DON Nedbrutet PON, partikulärt organiskt kväve som medverkar i flera ned­brytningsprocesser.

Mortalitet Dödlighet. Växtplankton som exempelvis dör och sedimenterar.

Nitrat, NO3– Kväveförening som är biotillgänglig för växter.

Nitrifikation Process i två steg där en typ av bakterier först oxiderar ammonium till nitrit och en annan bakterie omvandlar nitrit till nitrat med hjälp av syrgas i syfte att utvinna energi.

Nitrit, NO2– Kväveförening som finns i små mängder, ofta övergår nitrit till nitrat i

balanserade ekosystem. Nitrit är giftigt för flera organismer.

Oligotrof Näringsfattig.

Organisk Ämne med minst en kol­kol­bindning.

Oxiskt Syrgas närvarande.

Partikulärt organiskt kväve, PON Kväve i stora organiska komplex, en stor kvävepool i sjöar.

Predation Djur som äter andra djur. Viss del av näringen läcker vid predation direkt ut, tillbaka i vattenmassan i form av oorganiska närsalter.

Primärproduktion Bildning av organiskt material från oorganiskt.

Recipient Det system som tar emot ämnen, t.ex. en sjö eller ett vattendrag.

Sjunkning Växtplankton och detritus sjunker till botten med en viss hastighet.

Total halt organiskt kol, TOC Ett mått på totalt organiskt kol i vattnet. Beror på jordarter och vegetation i avrinningsområdet samt klimatet och interna processer i vattensystemet som t.ex. sedimentering och mineralisering.

Validering Validering av modellen görs för en tidsperiod som skiljer sig från kalibre­ringstiden för att se att modellen svarar på samma sätt här.

11

1 Inledning

Ekoln är en sjö belägen söder om Uppsala och utgör en av Mälarens delbas­sänger. Sjön är naturligt näringsrik men mänsklig påverkan har bidragit till att ytterligare näring har tillförts. Idag anses Ekoln innehålla så pass hög andel växtplankton och en sådan artsammansättning att den klassas som övergödd (VISS, 2011). Utöver den årliga tillförseln av näringsämnen från avrinningsområdet har långvarig tillförsel bidragit till att bland annat fos­for ackumulerats i sedimenten. Ekoln förmodas, i likhet med många andra sjöar, därför periodvis vara internbelastad med avseende på fosfor (Weyhen­meyer m.fl., 2003).

Ekoln är idag klassad som en vattenförekomst i enlighet med Vatten­direktivet och bedöms ha en otillfredsställande ekologisk status, bland annat på grund av övergödningsproblematiken. Målet är att detta problem ska vara åtgärdat senast år 2021 och att Ekoln då ska ha uppnått en god eko­logisk status. För att uppfylla kraven i Vattendirektivet finns ett behov av att förbättra statusen i sjön och minska både den externa och den interna belastningen av fosfor och kväve. Myndigheter och kommuner inom Ekolns tillrinningsområde har ansvar för att målen uppnås.

År 1999 införde Uppsalas avloppsreningsverk, Kungsängsverket, ett kvä­veavskiljande steg i syfte att leva upp till nya myndighetskrav och för att förbättra vattenkvaliteten i bland annat Ekoln. Investeringen resulterade i minskade utsläpp av kväve till Fyrisån cirka 7 km uppströms mynningen i Ekoln, och då främst i form av minskad ammoniumbelastning. Vilka kon­sekvenser den minskade ammoniumtransporten har haft på Ekolns vatten­kvalitet saknas alltjämt.

Hypotesen för denna studie är att en reducerad ammoniumtransport till Ekoln leder till att de syrgastärande processerna i sjön minskar eftersom stora mängder ammonium oxideras till nitrat i Kungsängsverket istället för i Fyrisån och Ekoln. Detta leder till högre syrgashalter i Ekolns bottenvatten vilket i sin tur minskar internbelastningen av fosfor.

Denna studie har utförts i syfte att utvärdera om ovanstående hypotes stämmer. Studien utgörs av två delprojekt som båda syftar till att utreda om kväveavskiljningen vid Uppsala avloppsreningsverk har en positiv effekt på fosforhalterna i Ekoln. I det ena delprojektet har en biogeokemisk sjömodell satts upp och i det andra delprojektet har mätdata från Ekoln analyserats statistiskt. De två studierna har kompletterats med två sedimentanalyser i Ekoln i syfta att utreda i vilken form fosfor är bundet till sedimenten.

1.1 Delprojekt 1 – Modellering

Den sjömodell som valts i detta projekt är SCOBI (Swedish Coastal and Ocean BIogeochemical modell) som är framtagen av SMHI. Till modellen är den fysikaliska modellen PROBE kopplad.

SCOBI­modellen är utvecklad för att studera påverkan av klimat och mänsklig aktivitet på processer för biologiska och kemiska kretslopp av

12

näringsämnen i haven runt Sverige. Modellen är även testad och har fung­erat bra på sjöar, bland annat Mälaren. Fördelen med en modellstudie är att åtgärder kan isoleras och effekten av varje enskild åtgärd kan studeras. Effekten av kväveavskiljning kan då vägas mot effekterna av andra åtgärder så som exempelvis ytterligare reducering av fosfor i tillflödet. Detta i syfte att finna kostnadseffektiva lösningar med hög miljönytta.

Med hjälp av modellen är det möjligt att åskådliggöra vilken effekt de olika åtgärdsscenarierna i inflödena har på Ekoln.

1.2 Delprojekt 2 – Statistik

Projektet syftar till att påvisa om det finns statistiska skillnader mellan en period före och en period efter införandet av kväveavskiljning, med avse­ende på Ekolns ammonium­, fosfor­ och syrgashalter. För studien valdes perioderna 1990–1998 respektive 2000–2010.

1.3 Förväntningar på resultatet av denna studie

Resultaten från modelleringen och dess angreppssätt ska kunna tillämpas för att bedöma effekten av olika åtgärder på andra sjöar i Sverige.

Resultatet av denna studie förväntas ge en ökad kunskap om hur kväve­ och fosforutsläpp från avloppsreningsverk påverkar det limniska systemet samt ge en ökad förståelse för vilka processer i det limniska systemet som styr kväve­ och fosforhalterna.

13

2 Uppsala avloppsreningsverk

I och med 1969 års miljöskyddslag ökade kraven på avloppsreningsverken i Sverige. Verken byggdes ut, fler hushåll anslöts och reningen blev effekti­vare. I reningsverken sedimenterades partiklar bort, organiskt material rena­des i biologiska processer och fosfor fälldes kemiskt med järn, aluminium eller kalk. Utbyggnaden ledde till avsevärda miljöförbättringar. I Uppsala stads avloppsreningsverk, Kungsängsverket, med utlopp i Fyrisån infördes fosforavskiljning 1972 och fick till följd att vattenkvaliteten förbättrades och att algblomningarna i Ekoln minskade. Idag är reningsgraden av fosfor 97–98 procent vid Kungsängsverket.

Utsläppen av kväve ansågs länge spela en mindre roll i vattenmiljön. Det var först under mitten av 1980­talet som diskussionerna om att även införa kväveavskiljande reningssteg tog fart. Anledningen var de uppmärksam­made algblomningar längs kusterna som ansågs bero på hög kvävetillförsel. Under 1990­talet kom krav på att även minska kvävetillförseln till havet från samtliga källor och 1991 skärptes kraven på avloppsrening till följd av EG:s avloppsdirektiv (91/271/EEG). De nya kraven medförde att avlopps­vatten måste genomgå minst en sekundär rening, vilket innebar biologisk rening eller kemisk rening. Idag är även andra reningsmetoder tillåtna i Sve­rige förutsatt att vattnet renas till de nivåer som anges i Naturvårdsverkets föreskrifter om rening av avloppsvatten (SNFS 1994:7).

I Uppsala påbörjades byggnationen av ett kväveavskiljande steg i Kungs­ängsverket 1998, och anläggningen togs i drift våren 1999 (Uppsala Vat­ten, 2010). Sedan flera år tillbaka sker en 75­procentig kväveavskiljning vid anläggningen. Alltjämt saknas det en utvärdering av hur denna kväve­avskiljning har påverkat vattenkvaliteten i Ekoln, ett viktigt underlag inför framtida investeringar vid Kungsängsverket men även för många andra kommuner.

Idag sker behandling det inkommande avloppsvattnet till Kungsängsver­ket genom mekanisk­ biologisk­ och kemisk rening. Avloppsvatten kommer in i två delströmmar som leds antingen till block A, B eller till block C, som alla är anläggningsdelar för den mekaniska och biologiska reningen, se Figur 2­1. Den mekaniska reningen inkluderar silgaller, sandfång och försedimen­tering som tillsammans avskiljer alla grövre föroreningar, samt tyngre och lättare partiklar. Efter varje sandfång tillsätts en fällningskemikalie för att öka fosforavskiljningen. Vattnet leds sedan vidare till biologisk rening där kväve avskiljs genom en nitrifikations­ och denitrifikationsprocess. Det sista steget i reningen är efterpolering bestående av kemisk rening, där endast en liten mängd fällningskemikalie tillsätts för att fälla ut resterande fosfor samt restflockar från den biologiska reningen (Uppsala Vatten, 2010).

Vattenmyndigheten aviserade i åtgärdsprogrammet daterat 2009­12­16 att åtgärder för att förbättra fosforavskiljningen vid avloppsreningsverken bör genomföras. Kravet gav upphov till en diskussion på Uppsala Vatten om en ökad kväveavskiljning kan vara en mer kostnadseffektiv åtgärd i syfte att minska näringsomsättningen i Ekoln jämfört med att investera i ytterligare fosforavskiljning.

14

Figur 2-1 Översiktlig processuppbyggnad av Kungsängsverkets avloppsvattenbehandling

15

3 Beskrivning av Ekoln och dess tillflöden

I detta kapitel beskrivs Ekoln och dess fyra stora tillflöden Fyrisån, Örsundaån, Sävaån och Hågaån.

3.1 Ekoln

Ekoln är den nordligaste delbassängen i Mälaren och belägen i Uppsala län söder om Uppsala, se översiktskarta Figur 3­1. Ekoln innefattar i denna rapport centrala Ekoln, Granebergsviken, Vårdsätraviken och Dalbyviken, andra gränsdragningar förekommer dock.

Figur 3-1 Karta över Ekoln där dess tillflöden Fyrisån, Örsundaån, Sävaån och Hågaån finns markerade.

Ekolns läge i ett jordbruksintensivt område med närhet till flera tätorter, varav Uppsala är den största, gör att vattenkvaliteten i sjön under lång tid präglats av den mänskliga aktivitet som pågått inom tillrinningsområ­det. Ekoln är dessutom recipient för renat avloppsvatten från kommunala anläggningar och ett stort antal enskilda avloppsanläggningar samt motta­gare av dagvatten och vatten från jordbruksmark.

Data från Mälarens vattenvårdsförbund (2011) indikerar att kvävehal­terna i Ekoln och Skarven är högre än i övriga delbassänger i Mälaren. Detta antas bero på läckage från lerjordar, utsläpp från avloppsreningsverk och enskilda avlopp samt periodvis sannolikt även läckage från sedimenten. Fosforhalterna i sjön betecknas som höga och kvävehalterna som mycket höga enligt Naturvårdsverket (1999). Syrgashalterna i bottenvattnet sjun­ker periodvis till så låga nivåer att det finns risk för att fosfor frigörs från sedimenten.

16

Enligt Uppsala kommuns antagningshandling till översiktsplan (Uppsala stad ÖP­2010) måste belastningen av näringsämnen och andra ämnen till Ekoln reduceras för att kunna garantera en god vattenstatus i framtiden.

3.2 Ekolns tillflöden

Tillrinningen till Ekoln sker framförallt via Fyrisån, Örsundaån, Sävaån och Hågaån. De dominerande markanvändningarna i Ekolns tillrinningsområ­det utgörs av skogs­ (55 %) och jordbruksmark (30 %), se Tabell 3­1. Störst är tillflödena från Fyrisån och Örsundaån som tillsammans står för 11 % av den totala tillrinningen till hela Mälaren (Mälarens vattenvårdsförbund, 2011).

Tabell 3-1 Markanvändning i tillrinningsområdet till Ekoln fördelat på tillflödena Fyrisån, Örsundaån, Sävaån och Hågaån samt närområdet* till Ekoln (SMHI, 2008)

TillflödeVattenyta

(km2) Skog (km2)

Öppen mark(km2)

Jordbruk (km2)

Hygge (km2)

Sankmark (km2)

Tätort (km2)

Övrig be-byggelse

(km2)

Fyrisån 33 1 140 150 550 49 36 59 0,03

Örsundaån 9 370 58 270 14 3 11 0,02

Sävaån 2 120 16 58 4 4 0.4 -

Hågaån 0,5 71 11 31 1 2 7 -

Ekolns närområde* - 15 2 9 0,2 - 0,04 -

*Området runt om Ekoln som avrinner direkt till sjön och inte via någon av åarna

Kvävebelastningen på Ekoln är störst från Fyrisån. Betydligt mindre tillförs via Örsundaån medan bidragen från Sävaån och Hågaån är förhållandvis små. Om man däremot tar hänsyn till avrinningsområdenas storlek och beräknar varje vattendrags arealförluster (mängd fosfor per km2) blir skill­naderna betydligt mindre. Störst arealförluster noteras i Hågaån tätt följt av Fyrisån medan den lägsta arealförlusten fås för Sävaån (Törnblom och Wallin 2000).

Den största fosforbelastningen till Ekoln sker via Fyrisån (inklusive Säv­jaån) och Örsundaån, där transporten under de senaste 20 åren varit av ungefär samma storleksordning, medan Hågaån och Sävaån tillför förhål­landevis små fosformängder. Beräkningar av arealförluster ger en annan bild av problemet och visar att den största mängden fosfor per arealenhet här­stammar från Ekolns närområde följt av Örsundaån, Sävaån och Hågaån. Samtliga bidrar med större mängd fosfor per arealenhet än Fyrisån (Törn­blom och Wallin 2000).

Tabell 3-2 Belastning av kväve och fosfor på Ekoln, medelvärde för åren 2000–2010,

TillflödeKväve

(ton/månad)Fosfor

(ton/månad)

Fyrisån (varav Sävjaån) 79,8 (23,9) 2,8 (1,2)

Örsundaån 22,5 2,5

Övriga vattendrag (t.ex Sävaån o Hågaån) 11,5 0,5

17

3.2.1 Fyrisån

Fyrisån utgör med sina ca 2 000 km2 Ekolns största tillrinningsområde (Brunberg m.fl. 1998). Markanvändningen i dess avrinningsområde har haft en negativ påverkan på vattenkvaliteten i ån. Jordbruksmarken står för den största andelen av tillförsel av kväve och fosfor, se Figur 3­2 och 3­3. För fosfor är även de över 10 000 enskilda avloppen i avrinningsområdet en stor källa, större än utsläppet från Kungsängsverket i Uppsala. För kväve däremot är utsläppet från Kungsängsverket nästan lika stort som bidraget från jordbruk.

Figur 3-2 Källfördelning av fosforbelastningen på Ekoln från Fyrisån. Källa: Underlagsmaterial till PLC 5 2008, Vattenmyndigheten.

Fyrisån är utpekad vattenförekomst i enlighet med Vattendirektivet och åns ekologiska status har bedömts som måttlig på grund av bland annat eutro­fiering. Målet är att ån ska ha god status till år 2021 (VISS, 2011).

Kvävetransporten från Fyrisån till Ekoln har legat under 1 000 ton per år sedan 2002 med undantag för år 2006 och 2008. Mängderna efter 2002 är bland de lägsta som noterats sedan 1970­talet och anses vara ett resultat av kväveavskiljningen vid Kungsängsverket. Sedan kväveavskiljningen inför­des vid Kungsängsverket har reduktionen av ammonium varit 230–500 ton per år (Fyrisåns vattenförbund, 2010). I Figur 3­4 åskådliggörs kväve­transporterna från Fyrisån till Ekoln mellan år 1987–2008. Uppgifterna bygger på data avseende belastning hämtad från SLU:s databas och sträcker sig endast fram till 2008.Efter att kväveavskiljningen infördes har en nedgång i kvävehalter vid Flott­sund också registrerats, se Figur 3­5. Kvävehalten i det renade avloppsvatt­net, som tillförs Fyrisån, har sjunkit från 20–25 mg/l innan kväveavskilj­ningen till cirka 14 mg/l de senaste åren. Den främsta nedgången har skett i ammoniumkväve som idag endast utgör en tiondel av den totala kvävehal­ten (Fyrisåns vattenförbund, 2007).

Figur 3-3 Källfördelning av kvävebelastningen på

Ekoln från Fyrisån. Källa: Underlagsmaterial till PLC 5 2008, Vattenmyndigheten.

18

0

200

400

600

800

1000

1200

1400

1600

1800

2000to

n/år

År

N-tot

NO2+NO3-N

NH4-N

0

1000

2000

3000

4000

5000

6000

7000

8000

µg/l

År

Tot-N_ps

Tot-N_TNb

NO2+NO3-N

NH4-N

Figur 3-4 Årliga kvävetransporter (ton/år) i Fyrisån vid Flottsund 1987–2008 (SLU,2011).

Figur 3-5 Kvävehalter (µg/l) från månatlig provtagning vid Flottsund från 1987–2011 där nitrat (inkl. nitrit) och ammonium (NH4-N) har specificerats samt den totala kvävehalten.

2006 byttes metod för att mäta totalkväve varför det finns två totalkväve angivna (Tot-N_TNb och Tot-N_ps).

19

3.2.2 Övriga tillflöden

Övriga tillflöden till Ekoln är Örsundaån, Sävaån och Hågaån vilka beskrivs kort i detta avsnitt.

Örsundaåns avrinningsområde är 734 km2. Områdets övre delar domine­ras av skogsmark medan vattendraget längre ner i avrinningsområdet rinner genom odlade jordbruksmarker. Den stora andelen jordbruksmark anses stå för en betydande tillförsel av näringsämnen och när ån mynnar ut i Lårsta­viken i Mälaren anses den vara näringsrik (Vattenmyndigheten, 2010). För fosfor är de enskilda avloppen den näst största källan (se Figur 3­6) och för kväve är det skogsmark och avloppsreningsverk (se Figur 3­7). Örsundaån är klassad som en vattenförekomst enligt Vattendirektivet och har bedömts ha dålig ekologisk status bland annat med avseende på rådande näringshal­ter (VISS, 2011).

Figur 3-6 Källfördelning av fosforbelastningen på

Ekoln från Örsundaån. Källa: Underlags-material till PLC 5 2008, Vattenmyndigheten.

Figur 3-7 Källfördelning av kvävebelastningen på Ekoln från Örsundaån. Källa: Underlags-material till PLC 5 2008, Vattenmyndigheten.

Sävaåns avrinningsområdet är 205 km2. Den övre delen av avrinningsom­rådet domineras av skogs­ och myrmarker men inslaget av jordbruksmark ökar nedströms och från Hagby utgör jordbruk den övervägande markan­vändningen innan ån mynnar i Lårstaviken. Jordbruk och skogsmarker sva­rar för den största delen av näringsbelastningen, men även enskilda avlopp bidrar (se Figur 3­8 och 3­9). Sävaån är klassad som en vattenförekomst enligt Vattendirektivet och har bedömts ha måttlig ekologisk status bland annat med avseende på höga näringshalter samt förekomsten av kiselalger vilka båda indikerar problem med övergödning (VISS, 2011).

20

Hågaåns avrinningsområde är 123 km2. De centrala delarna, i vilket delar av Uppsala tätort samt Vänge samhälle ingår, är starkt uppodlat och åfårans närhet är grundligt dikad. Den översta delen av avrinningsområdet domi­neras av skogs­ och myrmarker. Ån är även recipient för renat avloppsvatten från Vänge avloppsreningsverk. Hågaån mynnar i Vårdsätraviken och är framförallt påverkad av utdikningar av olika vattenavledningsföretag samt av näringsämnen. Påverkan från jordbruksmark är också tydlig i åns nedre delar. Jordbruk utgör den största källan till fosfor, därefter enskilda avlopp och dagvatten (se Figur 3­10). För kväve är även skogsmark och avlopps­reningsverk betydande källor (se Figur 3­11). Ån utgör en vattenförekomst och har bedömts ha dålig ekologisk status till följd av bland annat påverkan av näringsämnen.

Figur 3-8 Källfördelning av fosforbelastningen på Ekoln från Sävaån. Källa: Underlagsmaterial till PLC 5 2008, Vattenmyndigheten.

Figur 3-9 Källfördelning av kvävebelastningen på Ekoln från Sävaån. Källa: Underlagsmaterial till PLC 5 2008, Vattenmyndigheten.

Figur 3-10 Källfördelning av fosforbelastningen på Ekoln från Hågaån. Källa: Underlagsmaterial till PLC 5 2008, Vattenmyndigheten.

Figur 3-11 Källfördelning av kvävebelastningen på Ekoln från Hågaån. Källa: Underlagsmaterial till PLC 5 2008, Vattenmyndigheten.

21

4 Modelleringar av Ekoln

I syfte att utreda kväveavskiljningens effekt på Ekoln har sjön satts upp i en biogeodynamisk sjömodell. Genom att justera inflödet av närsalter till modellen till följd av kväveavskiljningen kan den faktiska effekten i reci­pienten till följd av den specifika åtgärden studeras. Modellen som har valts är SCOBI vilken beskrivs i detta kapitel.

Ett flertal åtgärdsscenarier har satts upp i modellen för att se vilken effekt de har på Ekoln. Scenarierna är: 1) Reducerad ammoniumhalt i tillflödena, 2) ökning av ammoniumhalter i tillflödena, 3) reducering av fosfathalter i tillflödena och 4) reducering av både fosfat­ och ammoniumhalter i tillflö­dena.

4.1 Beskrivning av modellens funktioner

SCOBI är en endimensionell modell med hög vertikal upplösning. Det innebär att modellen beräknar den vertikala variationen av dess modell­variabler men är horisontellt homogen. Modellen är en hydrodynamisk/biogeokemisk modell där fysiken beräknas av den endimensionella model­len PROBE och de biogeokemiska processerna beräknas i SCOBI (Sahl­berg. 2009). PROBE beskriver omblandning, uppvärmning/avkylning, vat­tenutbyte samt isläggning och islossning. SCOBI beskriver dynamiken av näringsämnen (nitrat, ammonium och fosfat), växtplankton och syrgas.

PROBE är en ekvationslösare för 1­dimensionella flöden. Modellen löser ekvationer för värme, turbulens, rörelseenergi och djupomblandning. Istäcket är beräknat med en ”grad per dag” ekvation.

I SCOBI hanteras de nio variablerna; ammonium (NH4), nitrat (NO

3),

fosfat (PO4), syrgas (O

2), växtplankton, djurplankton, detritus samt ben­

tiskt detritus som kväve och som fosfor. Varje variabel beskrivs i modellen med en ekvation som visar hur variabeln produceras och konsumeras. Den del som indikerar produktion av en variabel kallas källa och den del som åskådliggör att variabeln förbrukas är en sänka (Ahnlund, 1999).

Modellen inkluderar en rad processer vilka åskådliggörs i Tabell 4­1. Där framgår de processer som ingår i SCOBI­modellen, vad de begränsas av samt för vilka variabler respektive process utgör sänka respektive källa. För beskrivning av processerna se Bilaga 1. I tabellen anges också vad som begränsar processerna enligt modellen samt vilka variabler som respektive process påverkar antingen som sänka eller som källa.

Utöver dessa processer förekommer atmosfäriskt utbyte och solinstrål­ning i modellen. Det atmosfäriska utbytet består av atmosfärisk deposi­tion av kväve och fosfor vilket utgör en källa till sjön samt utbyte av syrgas som kan fungera som både en källa och sänka. Solinstrålningen är i sin tur en källa för både vattentemperaturen och växtplanktonproduktionen. För ytterligare information om modellerna hänvisas till Sahlberg (2009).

22

4.2 Använda indata vid modellering i SCOBI

Meteorologiska drivdata till modellen är lufttemperatur, vindhastighet, rela­tiv fuktighet samt molnighet. Andra data som krävs är vattenföring och halter av närsalter i inflödet till recipienten samt sjöns hypsografiska kurva vilka beskrivs i detta avsnitt.

4.2.1 Atmosfär

De meteorologiska drivdata som använts i modellen är hämtade från SMHIs griddade klimatdata. Data i gridden är baserade på synoptiska väderstatio­ner. Data har en tidsupplösning på 3 timmar och en rumsupplösing på (1°·1°)2. Vinden anges som geostrofisk vind och har skalats ner för att mot­svara 10 meters vind över sjöytan. För information om gridden hänvisas till http://www.smhi.se/sgn0102/bhdc/metdata_3h_grid.htm.

4.2.2 Land

Tillflödena till Ekoln utgörs av de fyra åarna Fyrisån, Örsundaån, Sävaån och Hågaån. Vattenföringen i tillflödena är modellerade av SMHI i HYPE­modellen. För Fyrisån finns mätdata avseende ammonium, nitrit, nitrat, total­kväve samt total­fosfor och fosfat för perioden 1950–2008. Modellen kräver dygnsvärden men mätdata finns endast på månadsbasis, därför har samma månadsvärde angetts för varje dag under en månad. För de övriga tre

Tabell 4-1 De processer som ingår i SCOBI-modellen, vad de begränsas av samt för vilka variabler respektive process utgör sänka respektive källa för.

Process Begränsning Antaganden Sänka (-) Källa (+)

Assimilering Ljus, tillgång närsalter, planktons egen förmåga

Höga halter av närsalter effektivare upptag

NH4, PO4, NO3 Växtplankton, O2

Betning Djurplanktons förmåga att äta, tillgång till växt-plankton

Planktonen kan äta max 30 % av sin egen vikt/dag

Växtplankton, detritus Djurplankton

Exkretion Djurplankton NH4, PO4

Fekalier 30 % av födan blir fekalier Djurplankton Detritus

Kvävefixering Vattentemperatur, N/P-kvot

<10° C ingen kvävefixering PO4 Växtplankton

Mortalitet 5% av växtplanktonen dör Växtplankton Detritus

Nedbrytning (i vattenmassan)

Ljus, temperatur, organiskt material

O2 PO4, NH4

Nitrifikation Temperatur, O2, NH4 Lägre nitrifikationshastighet när vattentemperatur är < 10° C

NH4, O2 NO3

Predation Djurplankton 67 % av uppätna djurplank-ton tillförs vattenmassan via exkretion vid predation

Djurplankton Detritus, PO4, NH4

Remineralisering (nedbrytning vid botten)

Temperatur, organiskt material

En liten del av det som sedi-menterar begravs permanent i sedimenten och resten remineraliseras och återgår till vattenmassan

Bentos, O2 NH4, NO3, PO4

Denitrifikation Syresättning, NO3 Sker vid syrgashalter > 0,5 ml/l

NO3 N2

Sjunkning Detritus: konstant sjunkhast.

23

tillflödena finns inte mätdata för hela perioden därför har värdena hämtats från HYPE­modellen.

4.2.3 Ekolns morfometri

Som indata till modellen har Ekolns hypsograf använts. En hypsograf beskriver hur sjövolymen är fördelad över olika djup och ger en bild över sjöns form. I modellen har Ekoln delats upp på fyra bassänger som är kopp­lade till varandra. Varje bassäng har en egen hypsograf. I Figur 4­1, beskrivs de hypsografiska kurvorna för respektive bassäng, uppgifterna kommer från SMHI. Bassäng 4 (Ekoln) har ett maxdjup på 44 meter, bassäng 3 (Lårsta­viken) på 48 meter, bassäng 2 (Gorran) på 20 meter och bassäng 1 (Stora Ullfjärden) på 29 meter.

0 5 10 15 20 25Area (km2)

50

40

30

20

10

0

Dju

p (m

)

B001B002B003B004

Figur 4-1 Hypsografiska kurvor för Ekolns fyra bassänger.

Bassängerna är kopplade enligt Figur 4­2. Bassäng B004 motsvarar den del där mätstationen Vreta Udd ligger. I tillflödet Fyrisån som mynnar i bassäng B004 ingår Hågaån. Örsundaån och Sävaån mynnar i bassäng B003. Bas­sängernas placering visas på karta i Figur 4­3.

24

4.2.4 Uppmätta fysikaliska och kemiska data för Ekoln

Uppmätta kemiska och fysikaliska parametrarna, tagna från SLU:s databas, har använts för att verifiera och i viss mån kalibrera modellen efter rådande förhållande. Uppmätta halter har jämförts med modellerade halter.

4.3 Resultat för kalibrering

Modellen har kalibrerats för åren 1990–1994, det vill säga innan kväve­avskiljningen infördes vid Uppsala avloppsreningsverk. Mätstationen Vreta Udd har använts för kalibreringen.

Hågaån

Figur 4-2 Schematisk skiss över Ekoln-modellens uppbyggnad.

Figur 4-3 Karta över de olika bassängernas placering.

25

Jan-

90

Jul-9

0

Jan-

91

Jul-9

1

Jan-

92

Jul-9

2

Jan-

93

Jul-9

3

Jan-

94

Jul-9

4

0

200

400

600

800

Am

mon

ium

kväv

e (µ

g/l)

Jan-

90

Jul-9

0

Jan-

91

Jul-9

1

Jan-

92

Jul-9

2

Jan-

93

Jul-9

3

Jan-

94

Jul-9

4

0

40

80

120

160

Fosf

atfo

sfor

(µg/

l)

Jan-

90

Jul-9

0

Jan-

91

Jul-9

1

Jan-

92

Jul-9

2

Jan-

93

Jul-9

3

Jan-

94

Jul-9

4

0

20

40

60

80

Chl

-a (

µg/l)

Ytan modelleradYtan uppmätt15 meter modelleradrad15 meter uppmättBotten modelleradBotten uppmätt

Jan-

90

Jul-9

0

Jan-

91

Jul-9

1

Jan-

92

Jul-9

2

Jan-

93

Jul-9

3

Jan-

94

Jul-9

4

0

5

10

15

20

25

Tem

pera

tur

ºC

Jan-

90

Jul-9

0

Jan-

91

Jul-9

1

Jan-

92

Jul-9

2

Jan-

93

Jul-9

3

Jan-

94

Jul-9

4

0

4

8

12

16

Syr

ga

s (m

g/l)

Figur 4-4 Resultat av kalibreringen visar temperatur i yt- och bottenvatten under modellerad period samt syrgas-, ammonium-, och fosfathalter i bottenvattnet och klorofyllhalterna i ytvattnet.

26

Resultaten från kalibreringen visas i Figur 4­4. I figuren åskådliggörs att modellerad vattentemperatur på 3 djup (yta, 15 meter samt botten) föl­jer mätdata väl. I bottenvattnet är de observerade värdena något högre än modellerade i början av skiktningsperioden vilket troligtvis beror på att modellen har något för låg omblandning ner till bottenvattnet.

Syrgaskoncentrationen överskattas i modellen för minimivärdena, fram­förallt vid botten, samt överskattar maxvärdena vid både yt­ och botten­vatten.

Modellen beskriver ammoniumhalterna i både yt­ och bottenvatten väl. Det är några extremvärden i mätdata som inte fångas av modellen, anled­ningen till att modellen inte förklarar extremvärdena är oklar.

Modellen ger en godkänd beskrivning av fosfathalterna i både yt­ och bottenvatten.

Den modellerade N/P kvoten ligger i ytvattnet mellan 33–66 med ett medelvärde på 47. För bottenvattnet ligger kvoten mellan 17–69 med ett medelvärde på 41. Detta indikerar att Ekoln är starkt fosforbegränsad större delen av året.

Modellen underskattar klorofyllhalterna men har rätt årstidsvariation. I denna version av SCOBI används en 3­plankton modell som beskriver kiselalger, dinoflagellater och blågröna alger. Det är möjligt att det finns fler sorters alger i Ekoln som modellen inte tar med och därför blir koncentra­tionen lägre.

Omblandningsdjupet under sommarmånaderna ligger mellan 7–12 meter (se Figur 4­5). Modellerad omsättningstid för en vattenpartikel i bas­säng B004 är 370 dagar i ytvattnet och 430 dagar i bottenvattnet. Modelle­rat istäcke ligger mellan 52–116 dagar med en tjocklek på mellan 28–70 cm under kalibreringsperioden. Tyvärr finns inga uppgifter på faktiska isförhål­landen sen slutet på 1940­talet och därför kan modellen ej kalibreras in på denna variabel.

Figur 4-5 Modellerat omblandningsdjup för respektive valideringsår

0

5

10

15

20

25

30

35

40

45

Dju

p (m

)

1990'

1991'

1992'

1993'

1994'

27

Jan-

95Ju

l-95

Jan-

96Ju

l-96

Jan-

97Ju

l-97

Jan-

98Ju

l-98

Jan-

99Ju

l-99

Jan-

00Ju

l-00

Jan-

01Ju

l-01

Jan-

02Ju

l-02

Jan-

03Ju

l-03

Jan-

04Ju

l-04

Jan-

05Ju

l-05

Jan-

06Ju

l-06

Jan-

07Ju

l-07

Jan-

08Ju

l-08

0

5

10

15

20

25Te

mpe

ratu

r ºC

Jan-

95Ju

l-95

Jan-

96Ju

l-96

Jan-

97Ju

l-97

Jan-

98Ju

l-98

Jan-

99Ju

l-99

Jan-

00Ju

l-00

Jan-

01Ju

l-01

Jan-

02Ju

l-02

Jan-

03Ju

l-03

Jan-

04Ju

l-04

Jan-

05Ju

l-05

Jan-

06Ju

l-06

Jan-

07Ju

l-07

Jan-

08Ju

l-08

0

4

8

12

16

20

Syr

gas

(mg

/l)

Jan-

95Ju

l-95

Jan-

96Ju

l-96

Jan-

97Ju

l-97

Jan-

98Ju

l-98

Jan-

99Ju

l-99

Jan-

00Ju

l-00

Jan-

01Ju

l-01

Jan-

02Ju

l-02

Jan-

03Ju

l-03

Jan-

04Ju

l-04

Jan-

05Ju

l-05

Jan-

06Ju

l-06

Jan-

07Ju

l-07

Jan-

08Ju

l-08

0

200

400

600

800

1000

Am

mon

ium

kväv

e (µ

g/l)

Jan-

95Ju

l-95

Jan-

96Ju

l-96

Jan-

97Ju

l-97

Jan-

98Ju

l-98

Jan-

99Ju

l-99

Jan-

00Ju

l-00

Jan-

01Ju

l-01

Jan-

02Ju

l-02

Jan-

03Ju

l-03

Jan-

04Ju

l-04

Jan-

05Ju

l-05

Jan-

06Ju

l-06

Jan-

07Ju

l-07

Jan-

08Ju

l-08

0

40

80

120

Fosf

atfo

sfor

(µg/

l)

Jan-

95Ju

l-95

Jan-

96Ju

l-96

Jan-

97Ju

l-97

Jan-

98Ju

l-98

Jan-

99Ju

l-99

Jan-

00Ju

l-00

Jan-

01Ju

l-01

Jan-

02Ju

l-02

Jan-

03Ju

l-03

Jan-

04Ju

l-04

Jan-

05Ju

l-05

Jan-

06Ju

l-06

Jan-

07Ju

l-07

Jan-

08Ju

l-08

0

10

20

30

40

50

Chl

-a (µ

g/l)

Figur 4-6 Resultat från validering av modellen mellan år 1995 till 2008 avseende temperatur, syrgas, ammonium, fosfat och klorofyll.

Den svarta linjen utgör modellera-de halter i ytvattnet och de svart prickarna uppmätta halter.

Den blå linjen utgör modellerat resultat på 15 meters djup och de blåa trekanterna uppmätt.

Den röda linjen utgör modelle-rade halter i bottenvattnet och de röda fyrkanterna uppmätta halter i bottenvattnet.

28

4.4 Resultat för validering

Modellen har validerats för perioden 1995 till 2008. Kväveavskiljningen vid Kungsängsverket infördes år 1999 så valideringsperioden motsvarar tid före och efter att den togs i drift. Resultatet för temperatur, syrgas, ammonium, fosfat och klorofyll ses i Figur 4­6.

Modellerad vattentemperatur följer uppmätt temperatur väl under hela valideringsperioden på alla djup. För syrgaskoncentrationerna överskattar modellen i viss utsträckning de höga värdena och ibland även minimivär­dena i bottenvattnet.

Modellerat ammoniumkväve följer mätdata väl och man ser en sjunkande ammoniumhalt efter kväveavskiljningsstegets införande i både yt­ och bot­tenvatten. Även modellerad fosfatkoncentration i bottenvattnet följer mät­data väl medan halten i ytvattnet överskattas något.

Precis som i kalibreringen underskattas klorofyllhalten men dynamiken fångas. Sammantaget bedöms modellen ge bra resultat och fånga dynami­ken för de olika parametrarna väl.

4.5 Scenarier

För att simulera effekter på Ekoln av förändring i halterna av näringsämnen i tillflödet har ett flertal scenarier satts upp i modellen för kalibreringspe­rioden 1990–1995, det vill säga innan kväveavskiljningens införande. En jämförelse görs av hur olika scenarier påverkar ammonium­, fosfat­ och syr­gashalter i bottenvattnet samt växtplanktonproduktionen i ytvattnet.

4.5.1 Scenario 1: Minskning av ammoniumhalter i tillflödet till Ekoln

Då ammoniumhalterna minskas med 50 procent i tillflödena erhålls som förväntat en kraftig minskning av ammonium i bottenvattnet. Däremot syns ingen effekt på syrgas­ respektive fosforhalterna i bottenvattnet och inte heller i växtplanktonproduktionen eller dess artsammansättning vid ytan jämfört med om ingen reduktion av ammonium sker.

I syfte att se om en ammoniumreduktion i tillflödet ger någon effekt på Ekoln körs ett scenario där ammoniumhalterna i tillflödet reduceras till 10 procent av de uppmätta halterna det vill säga en 90 procentig reduktion av halterna. Effekterna på fosfat i bottenvattnet och växtplanktonproduktio­nen blir, trots denna kraftiga minskning, marginella. En liten effekt syns på syrgashalterna som blir något högre, se Figur 4.7.

4.5.2 Scenario 2: Ökning av ammoniumhalter i tillflödet till Ekoln

För att åskådliggöra hur ökade ammoniumhalter kan påverka Ekoln har ett scenario modellerats där halterna i tillflödena är 1 000 % högre än i dagsläget. Detta ger kraftigt ökade halter i bottenvattnet i Ekoln. Trots den kraftiga ökningen av ammoniumhalterna i Ekoln skulle det enbart klas­sas som ”höga halter” enligt Naturvårdsverkets bedömningsgrunder (1999). Modellerade halter är därför inte att anse som orimligt höga utan sådana halter kan förekomma i svenska sjöar.

29

Resultatet av ökade ammoniumhalter leder till fler tillfällen med lägre syrgashalter, se Figur 4­7. De låga syrgashalterna är troligen också förkla­ringen till att även fosfathalterna ökar. Dessutom ökar planktonproduk­tionen något men ökningen är marginell och troligen en följd av ökade fosfathalter.

Figur 4-7 Modellerat scenario med 10 gånger så höga samt 10 gånger lägre ammoniumhalter i inflödet till Ekoln. Resultat av hur detta påverkar ammonium-, syrgas och fosfathalterna i bottenvattnet samt klorofyllhalterna vid ytan.

4.5.3 Scenario 3: Minskning av fosfathalter i tillflödet till Ekoln

Om fosfathalterna i tillflödena reduceras med 50 % erhålls enligt modellen endast en liten minskning av fosfat i bottenvattnet, se Figur 4­8. En kraf­tigare minskning syns dock i ytvattnet där en reduktion på upp till 50 % erhålls vissa år, att jämföra med fosfathalterna i bottenvattnet där reduktio­nen som mest blir 25 %. Skillnaden i effekt indikerar att fosfor tillförs från sedimenten, troligen till följd av flera olika processer. Reducering av fosfat­

30

Figur 4-8 Resultatet vid modellering av 50 % reducering av fosfathalten i inloppet för ammonium och syrgas i bottenvattnet samt halterna av fosfat vid yta och botten och klorofyllhalter vid ytan.

31

tillförseln ger även en kraftig minskning av klorofyll vid ytan och framförallt vårblomningen av växtplankton minskar.

En annan effekt är att syrgashalten i bottenvattnet ökar något, framförallt i slutet av sommarskiktningen när den normalt är som lägst nära bottnen. Troligen är detta ett resultat av minskad nedbrytning på grund av en lägre växtplanktonproduktion. Vad gäller ammoniumhalterna sker inga stora för­ändringar vid botten, däremot noteras en ny topp i ammoniumhalter vid sommarskiktningen vid två av de fyra åren.

4.5.4 Scenario 4: Minskning av fosfat- och ammoniumhalter i tillflödet till Ekoln

Om både fosfathalterna och ammoniumhalterna i tillflödena minskas med 50 % syns inga synergieffekter med större reduktion än om endast en av

Figur 4-9 Resultatet vid modellering av 50 % reducering av fosfat- och ammoniumhalten i inloppet för ammo-nium och syrgas i bottenvattnet samt halterna av fosfat vid yta och botten och klorofyllhalter vid ytan.

32

parametrarna reduceras, se Figur 4­9. Minskad tillförsel av ammonium via tillflödena ger reducerade ammoniumhalter i bottenvattnet men marginell påverkan på de andra parametrarna. Minskad tillförsel av fosfat via tillflö­dena medför lägre fosfathalter i vattenmassan och lägre planktonproduktion med högre syrgashalter i bottenvattnet som följd. Effekten blir densamma som om endast fosfat reduceras.

4.6 Slutsatser från modelleringen

Modellerade halter stämmer väl överens med de uppmätta halterna fram­förallt med avseende på temperatur, syrgas, ammonium och fosfat vilket tyder på att processerna för dessa variabler förklaras bra i modellen. Model­len underestimerar produktionen av växtplankton, orsaken till detta är inte känd men det kan bero på att Ekoln har en annan algsammansättning än vad som ges i modellen.

I modellen syns ingen effekt på vare sig syrgas eller fosfat vid minskade ammoniumkoncentrationer till sjön. Detta kan bero på att halterna ammo­nium i bottenvattnet är låga enligt Naturvårdsverkets bedömningsgrunder (1999). Av den anledningen sker inte nitrifiering av ammonium i så stor utsträckning att det ger märkbara effekter på syrgashalterna. För att testa detta antagande kördes ett scenario där ammoniumhalterna i inflödet öka­des kraftigt. Resultatet av körningen visade att syrgashalterna sjönk och fos­fathalterna gick upp vilket styrker antagandet.

Aktiviteten hos nitrifierande bakterierna begränsas av låga temperaturer. Exakt vid vilka temperaturer som nitrifieringen hämmas respektive upphör är inte definierade. I modellen antas att nitrifieringen minskar när tempera­turen understiger 10 grader. Detta innebär att det är låg nitrifieringshastig­het större delen av året i bottenvattnet vilket kan vara en anledning till att ingen effekt på syrgashalterna syns.

En annan möjlig förklaring är att Ekoln är humusrik (mäts i form av TOC). Nedbrytning av TOC saknas i modellen vilket också kan leda till att låga syrgashalter ibland överestimeras.

I Figur 4­10 har parametrarna fosfat, ammonium, syrgas och temperatur i bottenvattnet samt temperaturen i ytvattnet jämförts med varandra under ett modellerat år för att åskådliggöra hur modellen beräknar att de olika parametrarna integrerar och reagerar på varandra.

Modellen indikerar höga syrgashalter i bottenvattnet vintertid samtidigt som ammoniumhalterna är höga. Detta tyder på att teorin om att ammo­niumhalterna bör vara låga vid höga syrgashalter, till följd av nitrifikation, inte stämmer. En orsak kan i så fall vara att den låga temperaturen i bot­tenvattnet under vintern hämmar de nitrifierande bakterierna som oxiderar ammonium till nitrat. Ytterligare ett tecken på att detta är att ammonium­halten i bottenvattnet sjunker i samband med att temperaturen går upp och syrgashalterna fortfarande är höga i slutet av vintern. Den ökade tempera­turen leder troligen till att nitrifikationsprocessen startar. Minskningen i ammoniumhalten i bottenvattnet beror även på den omblandning av vat­tenmassan som normalt sker i april–maj då ammonium transporteras upp och blandas med ytvattnet. En annan möjlig förklaring till att ingen effekt

33

noteras på syrgashalterna vintertid är att ammoniumhalterna är så pass låga att det är andra biologiska och/eller kemiska processer än nitrifikationen som styr utvecklingen av syrgassituationen i Ekolns bottenvatten.

Under våren och sommaren ökar vattentemperaturen och en sommar­skiktning inträder. Då indikerar modellen att syrgas­ och ammoniumhal­terna i bottenvattnet minskar medan fosfathalterna ökar. Förutom naturlig syrgasminskning vid skiktning kan förändringarna bero på nedbrytning av organiskt material, vilket är en syrgaskrävande process som frigör fosfor och kväve. Ammoniumhalterna sjunker eftersom syrgas finns närvarande och vattentemperaturen inte längre hämmar nitrifikationsprocessen.

När syrgashalterna i bottenvattnet i slutet av sommarskiktningen mins­kat till nära noll noteras en kraftig topp i fosfathalter. Detta beror sannolikt på att fosfat frigörs från sedimenten vilket indikerar att Ekoln är internbe­lastad av fosfor i slutet av sommaren.

Vid höstomblandningen ökar syrgashalterna kraftigt i bottenvattnet medan fosfathalterna minskar på nytt eftersom det sker en omblandning av hela vattenmassan. När sedan temperaturen sjunker under vintern återgår bottenvattnet till ett tillstånd med bestående höga syrgashalter, stigande fos­fathalter och kraftigt stigande ammoniumhalter.

Figur 4-10 Förändringen i fosfat-, ammonium, och syrgashalter i bottenvatt-net samt temperatur i yta och botten under ett år. Åskådliggör hur olika parametrar reagerar på varandra och förändras under ett år.

Jan

Feb

Mar

Apr

May Jun

Jul

Aug

Sep Oct

Nov

Dec

0

5

10

15

20

25

Syr

gas

(mg/

l) T

empe

ratu

r ( o C

)

0

40

80

120

160A

mm

oniu

m o

ch fo

sfat

(µg

/l)Temperatur ytanTemperatur bottenFosfat bottenAmmonium bottenSyrgas botten

34

5 Statistisk analys av mätdata

Som ett delprojekt i studien jämfördes vattenkemiska analysdata från Ekoln före och efter införandet av kväveavskiljning för att kontrollera om det finns statistiskt säkerhetsställda förändringar. Metoden och resultaten av denna studie beskrivs nedan.

Mätserier för Ekoln och dess tillflöden är hämtade från SLU:s vatten­databank, SMHI:s VattenWebb och från Kungsängsverkets egna utsläpps­kontroll. Flera av mätserierna påbörjades redan 1964 och prov har tagits regelbundet sedan dess. Dock begränsas mätserierna i Ekoln till perioden från mars till oktober och med olika frekvens. SMHI:s vattenflödesmät­ningar begränsas till ett fåtal vattendrag åren 2006–2010 medan model­lerade flödes värden finns för flera vattendrag och år.

Kungsängsverket införde fosforavskiljning 1972 och kväveavskiljning 1999. Mellan dessa årtal har befolkningen ökat och det har skett stora för­ändringar inom bland annat jordbrukssektorn. Även om reningskraven på fastigheter med enskilda avloppslösningar har skärpts så har de samtidigt ökat kraftigt i antal och det är inte osannolikt att nettobelastningen på Ekoln är större idag än den var 1972. För att så långt som möjligt ha rättvisa förhållanden i den statistiska analysen har tidsperioden med kväveavskilj­ning (år 2000–2010) jämförts med en motsvarande period närmast dessför­innan, se Figur 5­1. En jämförelse mellan två ungefär lika långa perioder är dessutom mera statistiskt korrekt. Perioden före kväveavskiljningen begrän­sades dock till åren 1990–1998 med anledning av att vattenflödesmätning­arna i samtliga åar startade 1990.

Figur 5-1 De tidsperioder som studerats och jämförts mot i denna studie.

De vattenkemiska variabler som studerats är: total­kväve, ammonium, total­fosfor, fosfat, klorofyll, syrgas och total­organiskt kol (TOC) (SLU, 2011). Vid analyserna har hänsyn tagits till temperatur, djup och datum.

Ämnestransporter (ton/månad) för både Fyrisån och dess biflöde Sävjaån (med mynning i Fyrisån ca 5 km uppströms utloppet i Ekoln) samt för Örsundaån har ingått i studien. Övriga vattendrag med tillflöde till Ekoln har inte kunnat studeras på grund av bristfällig eller helt avsaknad av under­lag. Ämnestransporten per månad har beräknades genom att multiplicera koncentration (µg/l) per månad med medelvattenföringen (m3/s) samma månad.

Vattenflödena har inhämtats i från SMHIs VattenWeb, där flödena från och med 2006 utgör uppmätta värden medan de för perioden 1990–2005 är modellerade.

fosforrening, ingen kväverening fosfor-och kväverening

1972 1990 20101999

35

I centrala Ekoln finns en vattenkemisk mätstation vid Vreta Udd som användes för statistiska jämförelser mellan de två ovan nämnda tidsperio­derna, dels för mars månad och dels för sammanhängande perioden med stratifierade förhållanden (sommartid). Stratifierade förhållanden vid Vreta Udd antas råda vid en högre temperaturdifferens än 2° C/m. Om detta villkor inträffar inom flera djupintervall har intervallet närmast botten valts eftersom det är det stratifierade bottenvattnet som är av störst intresse i denna studie. Före år 1995 mättes temperaturen varje meter alternativt var femte meter, därefter var 15:e meter.

5.1 Metod för statistisk utvärdering

Wilcoxon rank­sum test har använts för att undersöka om det har skett en statistiskt säkerställd förändring i Ekoln före respektive efter införandet av kväveavskiljning i Kungsängsverket. Ett Wilcoxon rank­sum är ett icke­parametertest. Det jämför om två dataset tillhör samma fördelning, om så är fallet antas att ingen signifikant skillnad mellan perioderna kan påvisas. Tes­tet undersöker om medianen är samma för båda dataseten och kan därför användas på dataset som inte är normalfördelade. Flera av de variabler som testats här har en annan fördelning än normalfördelning. Testerna utfördes i MatLab och resultaten redovisas i box and whisker diagram i Bilaga 2 samt i tabeller i detta avsnitt med p­värden, medelvärden, medianvärden samt antal mätvärden och CV­värden. P­värden anger sannolikheten att det är ett annat resultat som gäller än det som erhållits från testet. Ett p­värde under 0,05 betyder att resultatet är korrekt med 95 % säkerhet, dvs signi­fikant. CV­värdet är den normerade standardavvikelsen och beskriver hur stor spridning det är inom en viss mätserie. CV­värdet beräknas genom att dividera standardavvikelsen med medelvärdet.

5.2 Kväve och fosfortransport till Ekoln

Ämnestransporter av kväve, ammonium, fosfor, fosfat och TOC i Fyrisån och dess biflöde Sävjaån samt Örsundaån och har studerats. Sävjaån myn­nar i Fyrisån nedströms Kungsängsverket och svarar för cirka en tredjedel av flödet vid Flottsund, vilket motiverade att redovisa Sävjaån separat. Tids­perioden 1990–1998 har jämförts med 2000–2010 i enlighet med beskriv­ningen i detta kapitels inledning. Vattenföringen har analyserats för sig och testet visar ingen signifikant skillnad mellan de två utvalda tidsperioderna. För förklaringar till förändringar i halter över åren hänvisas till SLU Rap­port 2012:1 (Kväve och fosfortrender i jordbruksvattendrag: Har åtgärdena gett effekt).

Resultaten från Wilcoxon rank­sum­testet visar att det i Sävjaån har skett en signifikant minskning av totalkvävetransporten och en signifikant ökning av ammoniumtransporten, se Tabell 5­1 och Bilaga 2. För ammo­niumtransporten har extremvärdena ökat markant i ån, vilket kan vara ett resultat av flera enskilda avloppslösningar med undermåliga reningsanlägg­ningar. Totalkvävetransporten har minskat från i medel 30 ton/månad till 24 ton/månad.

36

Resultatet av testet för Fyrisån skiljer sig i något från Sävjaåns resultat. Totalkväve­transporten har, precis som för Sävjaån, minskat kraftigt. Med­elvärdet har minskat från 114 ton/månad till 80 ton/månad och föränd­ringen är signifikant. Om denna minskning jämförs med den minskning som skett i Sävjaån, har det procentuellt sett skett en större minskning i Fyrisån. Även ammoniumtransporten har minskat i Fyrisån, från 22 ton/månad till 4,6 ton/månad.

Även i Örsundaån visar testet på en signifikant minskning i totalkväve­transporten, från 33 ton/månad till 22 ton/månad. Samtidigt har medel­värdet för ammoniumtransporten ökat, dock inte signifikant, från 1,1 ton/månad till 1,5 ton/månad.

Tabell 5-1 Kväve- och ammoniumtransport (ton/månad) i snitt för perioden 1990–1998 och 2000–2010.

Tot-N ton/månad NH4-N ton/månad

Sävjaån Fyrisån Örsundaån Sävjaån Fyrisån Örsundaån

p-värde 6,2E-08 5,2E-37 1,4E-11 4,2E-05 3,0E-43 0,31

medel 1990–1998 30 114 33 0,8 22 1,1

median 1990–1998 17 98 18 3 20 0,6

antal mätningar 108 108 108 108 108 108

CV-värde 1,40 0,77 1,10 1,3 0,86 1,21

medel 2000–2010 24 80 23 1,1 4,6 1,5

median 2000–2010 9 39 7 0,5 3 0,6

antal mätningar 132 132 132 132 132 132

CV-värde 1,10 1,2 1,55 1,09 1,06 1,34

I Sävjaån har totalfosfortransporten ökat, från 0,9 ton/månad till 1,2 ton/månad, se Tabell 5­2 och Bilaga 2. Ökningen är dock inte signifikant. Där­emot har fosfattransporten ökat signifikant i ån, från 0,3 ton/månad till 0,7 ton/månad, vilket kan tyda på en ökad påverkan från enskilda avlopp. Det är den största procentuella ökningen av fosfattransport i det tre analyserade åarna.

I Fyrisån har transporterna av totalfosfor ökat marginellt, från 2,5 ton/månad till 2,8 ton, se Tabell 5­2 och Bilaga 2. Även fosfattransporten har ökat i Fyrisån, från 1 ton/månad till 1,5 ton/månad, ökning är dock inte signifikant.

I Örsundaån syns precis som i Sävjaån och Fyrisån en ökning av totalfos­fortransport, från 2 ton/månad till 2,5 ton/månad, ökningen är dock inte signifikant, se Tabell 5­2. Fosfattransporten har också ökat i Örsundaån, från 0,9 ton/månad till 1,5 ton/månad, men inte heller den ökningen är signifikant och spridningen är stor.

Ett gemensamt mönster för transporten av både totalfosfor och fosfat för alla tre åarna är att extremvärdena ökat den senare perioden, både vad gäller halter och antal.

37

I Sävjaån har TOC­transporten ökat från 133 ton/månad till 207 ton/månad, en ökningen som inte är signifikant, se Tabell 5­3.

Fyrisån är den största källan av TOC av de tre jämförda åarna. TOC­transporten har ökat signifikant, från 388 ton/månad till 595 ton/månad, se Tabell 5­3 och Bilaga 2. De höga värdena har ökat under den senare perioden.

För Örsundaån finns inga mätningar av TOC mellan åren 1990–1998 varför skillnaden i halt mellan år 1990–1998 och 2000–2010 inte har studerats. De uppmätta värdena i perioden 2000–2010 visar dock på att både Sävjaån och Fyrisån transporterar mer TOC än vad Örsundaån gör, se Tabell 5­3.

Tabell 5-3 TOC-transport (ton/månad) i snitt för perioden 1990–1998 och perioden 2000–2010.

TOC ton/månad

Sävjaån Fyrisån Örsundaån

p-värde 0,12 0,022 -

medel 1990–1998 133,4 388,9 -

median 1990–1998 92 227

antal mätningar 72 72 0

CV-värde 1,2 1,04 -

medel 2000–2010 206,9 594,8 162,2

median 2000–2010 112 327

antal mätningar 132 132 96

CV-värde 0,94 1,16 1,22

5.3 Halter i Ekoln

5.3.1 Halter i Ekoln under stratifierade förhållanden

De tidsperioder som analyserats motsvarar dem för tillrinnande vattendrag det vill säga 1990–1998 och 2000–2010. För TOC, syrgas och klorofyll har inga signifikanta skillnader uppmätts vid stratifierade förhållanden. För

Tabell 5-2 Fosfor- och fosfattransport (ton/månad) i snitt för perioden 1990–1998 och perioden 2000–2010.

Tot-P ton/månad PO4-P ton/månad

Sävjaån Fyrisån Örsundaån Sävjaån Fyrisån Örsundaån

p-värde 0,70 0,69 0,51 0,049 0,28 0,98

medel 1990–1998 0,9 2,5 2,0 0,3 1,0 0,9

median 1990–1998 0,5 1,8 1 0,2 0,6 0,5

antal mätningar 108 108 108 108 108 108

CV-värde 1,4 0,93 1,21 1,5 1,11 1,15

medel 2000–2010 1,2 2,8 2,5 0,7 1,5 1,5

median 2000–2010 0,5 1,3 0,8 0,3 0,7 0,5

antal mätningar 132 132 132 132 132 132

CV-värde 1,16 1,25 1,54 1,12 1,35 1,60

38

TOC är antalet mätvärden lågt, med 6 stycken mätvärden under 90­talet. Det låga antalet värden påverkar signifikansen.

Av Tabell 5­4 nedan framgår att TOC­halten ökat och att syrgashalten minskat i bottenvattnet. Även i ytvattnet syns en antydan till ökade TOC­halter, medan syrgashalterna har minskat något. Klorofyll analyserades inte i bottenvattnet under perioden 2000–2010, varför ingen analys av förändring­arna kunnat genomföras. Mätningar av klorofyll har däremot gjorts i ytvatt­net och testet indikerar att klorofyllhalterna minskat men inte signifikant.

Tabell 5-4 TOC-, Syrgas- och klorofyllhalt i snitt under perioderna 1990–1998

och 2000–2010 vid stratifierade förhållanden.

TOC mg/l Syrgas mg/l Klorofyll mg/m3

Bottenvatten Ytvatten Bottenvatten Ytvatten Bottenvatten Ytvatten

p-värde 0,25 0,96 0,71 0,21 0,22

Medel 1990–1998 12,2 12,5 5,1 9,6 18

Median 1990–1998 12,0 12,8 4,4 9,3 15

Antal mätningar 6 6 29 29 27

CV-värde 0,09 0,11 0,48 0,10 0,83

Medel 2000–2010 13,6 13,1 4,7 9,4 - 14

Median 2000–2010 12,8 12,6 5,2 9 11

Antal mätningar 21 25 21 25 - 25

CV-värde 0,19 0,22 0,44 0,14 - 0,73

Trend ↑ ↓ ↑ ↓ ↓

Resultatet i Tabell 5­5 visar att en minskning av kväve och ammonium har skett i bottenvattnet vid stratifierade förhållanden efter att kväveav­skiljningen införts. Förändringen för totalkväve är signifikant men inte för ammonium. I ytvattnet har det skett en signifikant minskning av totalkväve. För ammonium är den ökande trenden inte statistiskt säkerställd.

Tabell 5-5 Totalkväve och ammoniumhalt (µg/l) i snitt under perioderna 1990–1998 och 2000–2010 vid stratifierade förhållanden.

Tot-N µg/l NH4-N µg/l

Bottenvatten Ytvatten Bottenvatten Ytvatten

p-värde 0,017 0,007 0,08 0,41

Medel 1990–1998 2 206 1 751 20,8 20,2

Median 1990–1998 2 229 1 795 17 15

Antal mätningar 29 29 29 29

Standardavvikelse 0,11 0,16 0,57 0,77

Medel 2000–2010 2 041 1 537 17,2 25,0

Median 2000–2010 2 044 1 500 13 19,5

Antal mätningar 19 23 17 22

CV-värde 0,083 0,17 0,73 0,84

Trend ↓ ↓ ↓ ↑

Resultaten som framgår av Tabell 5­6 påvisar en minskning i halterna av både totalfosfor och fosfat i bottenvattnet vid stratifierade förhållanden. Minskningen i fosfathalten är signifikant medan minskningen i totalfosfor

39

är icke­signifikant. Även i ytvattnet har det skett en minskning av totalfosfor och fosfat. Där minskning i totalfosfor är signifikant medan den minskade trenden i fosfat inte är signifikant.

Tabell 5-6 Totalfosfor och fosfathalt (µg/l) i snitt under perioderna 1990–1998 och 2000–2010 vid stratifierade förhållanden.

Tot-P µg/l PO4-P µg/l

Bottenvatten Ytvatten Bottenvatten Ytvatten

p-värde 0,11 0,027 0,98 0,03

Medel 1990–1998 81 32 49 7,5

Median 1990–1999 70 29 48 7

Antal mätningar 29 29 29 28

Standardavvikelse 0,65 0,46 0,30 0,56

Medel 2000–2010 63 25 48 5,5

Median 2000–2010 59 23 47 4,5

Antal mätningar 21 25 21 22

CV-värde 0,29 0,37 0,30 0,69

Trend ↓ ↓ ↓ ↓

5.3.2 Halter i Ekoln under mars månad

Vid en jämförelse av TOC­ respektive syrgashalterna i bottenvattnet under mars månad syns en antydan till ökning, se Tabell 5­7. Även i ytvattnet ses en marginell ökning av TOC. För syrgas däremot påvisas en signifikant ökning av halterna i ytvattnet.

För klorofyll genomfördes inga mätningar i bottenvattnet under perio­den 2000–2010, varför ingen analys av förändringarna kunnat genomföras. En jämförelse har däremot kunnat göras för ytvattnet där en icke­signifikant ökning av klorofyllhalten påvisas under mars månad.

Tabell 5-7 TOC-, Syrgas- och klorofyllhalt i snitt under perioderna 1990–1998 och 2000–2010 för mars månad.

TOC mg/l Syrgas mg/l Klorofyll mg/m 3

Bottenvatten Ytvatten Bottenvatten Ytvatten Bottenvatten Ytvatten

p-värde 0,57 0,72 0,90 0,042 0,55

Medel 1990–1998 11,9 12,1 8,0 11,6 2,8

Median 1990–1998 11,9 12,1 9,6 11,5 1

Antal mätningar 2 2 9 9 9

CV-värde 0,25 0,11 0,47 0,046 1,4

Medel 2000–2010 13,7 13,2 8,7 12,4 - 3,08

Median 2000–2010 12,3 12,2 9,6 12,7 2,5

Antal mätningar 5 7 5 7 - 6

CV-värde 0,26 0,22 0,25 0,065 - 1,06

Trend ↑ ↑ - ↑ ↑

Resultaten för totalkväve och ammonium i bottenvattnet under mars månad ses i Tabell 5­8. Jämförelsen visar att en signifikant minskning skett av både totalkväve och ammonium i bottenvattnet. Även vid ytan finns en antydan

40

till minskning av både totalkväve och ammonium men minskningen är inte signifikant.

Tabell 5-8 Totalkväve och ammoniumhalt (µg/l) i snitt under perioderna 1990–1998 och 2000–2010 för mars månad.

Tot-N µg/l NH4-N µg/l

Bottenvatten Ytvatten Bottenvatten Ytvatten

p-värde 0,042 0,76 0,0060 0,68

Medel 1990–1998 3 183 2 362 286 85

Median 1990–1998 2 862 2 398 190 23

Antal mätningar 9 9 9 9

CV-värde 0,32 0,16 1,1 1,45

Medel 2000–2010 2 333 2 268 13 30

Median 2000–2010 2 239 2 200 7 14

Antal mätningar 5 7 5 5

CV-värde 0,12 0,23 0,88 1,03

Trend ↓ ↓ ↓ ↓

För totalfosfor och fosfat visar jämförelsen i Tabell 5­9 att en icke­signifi­kant minskning har skett i både yt­ och bottenvattnet under mars månad. Tabell 5-9 Totalfosfor och fosfathalt (µg/l) i snitt under perioderna 1990–1998

och 2000–2010 för mars månad.

Tot-P µg/l PO4-P µg/l

Bottenvatten Ytvatten Bottenvatten Ytvatten

p-värde 0,28 0,095 0,45 0,15

Medel 1990–1998 69 87 40 53

Median 1990–1998 64 70 43 42

Antal mätningar 9 9 9 9

CV-värde 0,46 0,80 0,20 0,68

Medel 2000–2010 52 52 36 36

Median 2000–2010 52 50 36 36

Antal mätningar 5 7 5 7

CV-värde 0,17 0,23 0,26 0,20

Trend ↓ ↓ ↓ ↓

5.4 Slutsatser från den statistiska analysen

I Tabell 5­10 illustreras med hjälp av pilar icke­signifikanta trender och sig­nifikanta resultat för intransport till Ekoln, halter under stratifierade förhål­landen samt halter i mars månad. Förändringar i intransporterna ger inte upphov till någon tydlig effekt på halterna i Ekoln förutom att den mins­kade ammoniumtransporten och den ökade TOC­transporten avspeglas av halterna i Ekoln.

De allra flesta resultaten avseende halter i Ekoln är inte signifikanta, det finns dock några övergripande trender som är gemensamma. För både yt­ och bottenvatten under stratifierade förhållanden samt under mars månad

41

syns minskande halter av totalkväve, totalfosfor och fosfat samt ökande hal­ter av TOC.

En tydlig skillnad för bottenvattnet är att syrgashalten sjunkit under stra­tifierade förhållanden medan den har ökat för mars månad. En förklaring till skillnaderna skulle kunna vara den signifikanta och tydliga minskningen av ammonium i bottenvattnet (från 286 till 13 µg/l) i mars månad. Nitri­fiering av ammonium är syretärande, och med minskade ammoniumhalter erhålls en högre syrgashalt. Ammoniumhalterna har minskat signifikant även under stratifierade förhållanden, dock inte lika påfallande. En annan orsak till att denna effekt inte syns för de stratifierade perioderna kan vara att andra syretärande processer, vilka har större effekt på syrgashalterna än nitrifikationen, pågår under sommarperioden. Exempel på en sådan process är nedbrytning av organiskt material som hänger ihop med varmare vatten och biomassaproduktion på sommaren. De statistiska testerna, som visar på ökade TOC­halter, stöder ett sådant resonemang.

I ytvattnet skiljer sig de två olika perioderna åt, dels för syrgas och dels avseende ammonium­ och klorofyllhalter. För den stratifierade perioden har ammoniumhalten ökat i ytvattnet samtidigt som klorofyll och syrgas sjunkit. I mars däremot gäller det motsatta med minskade halter av ammo­nium och ökade halter av både syrgas och klorofyll. Anledning till detta kan vara att reningsverkets utsläpp är förhållandevis konstant över året medan övriga flöden är mer varierande. Under sommaren är det andra processer, t ex nedbrytning, som har större påverkan än förändrad ammoniumhalt från reningsverket. Däremot under vintern kan förändrade halter i utsläppet från reningsverket ha en större påverkan på recipienten.

Tabell 5-10 Sammanfattning av trender och resultat för den statistiska undersökningen av halter i Ekoln. Röda pilar visar på signifikanta resultat, svarta pilar visar icke-signifikant trender.

N-tot NH4 P-tot PO4 TOC O2 Klorofyll

Strat Mars Strat Mars Strat Mars Strat Mars Strat Mars Strat Mars Strat Mars

Yta ↓ ↓ ↑ ↓ ↓ ↓ ↓ ↓ ↑ ↑ ↓ ↓ ↓ ↑

Botten ↓ ↓ ↓ ↓ ↓ ↓ ↓ ↓ ↑ ↑ ↓ ↑ X X

Intransport ↔ ↓ ↑ ↑ ↑

Statistiska säkerställda skillnader som noteras i Ekoln efter ammonium­reningen är en reducering av ammonium i yta och botten för mars månad, minskning av fosfat i bottenvattnet under stratifierade förhållanden och en reducering av totalkväve i både yt­ och bottenvatten under stratifierade förhållande samt i bottenvattnet i mars. Den statistiskt signifikanta redu­ceringen av fosfat i bottenvattnet under skiktningsperioden uppstår utan att en signifikant reducering av ammonium­ eller syrgashalt sker. Man bör dock vara medveten om att den faktiska skillnaden i medelvärdet för fosfat i bottenvattnet inte är så stor även om den är statistiskt signifikant.

42

6 Utförda sedimentprovtagningar

Bottenprov från två lokaler i Ekoln (Figur 6­1) har analyserats i syfte att utreda hur stor andel fosfor som är löst respektive hårt bunden till sedimen­ten. Proven togs vid Flottsundsviken (Provpunkt 1, 2011) och vid Ekolns mitt (Provpunkt 2, 2011), båda lokaliserade till platser med stort vatten­djup. För att möjliggöra jämförelse med en tidigare undersökning (Prov­punkt 2003, Weyhenmeyer och Rydin, 2003) anpassades metodiken och valet av laboratorium till den tidigare studien.

Figur 6-1 Lokaler för sedimentprovtagning i Ekoln. Provpunkt 1, 2011 utgör provtagningspunkten i Flottsundsviken och Provpunkt 2, 2011 den vid Ekolns mitt. Den blåa stjärnan märkt Provpunkt, 2003 utgör den punkt som provtogs 2003.

Varje prov bestod av en vertikal sedimentpropp. Ur varje propp hämta­des ett antal skikt om vardera 1 cm för fosforfraktionering, se beskrivning nedan. För provtagningspunkten vid Flottsundsviken analyserades åtta sedimentskikt och vid Ekolns mitt tio skikt, resultaten återfinns i Bilaga 3. Syftet med fraktioneringen var att utreda i vilken form fosfor var bunden i sedimenten samt hur stor andel som utgjordes av mobil fosfor. Den mobila fosforn studerades då denna fraktion under vissa betingelser kan frigöras och återgå till vattnen varför den är mest intressant vid bedömning av risken för internbelastning av fosfor.

Vid fosforfraktionering delas total­fosfor upp i sex former; löst bunden fosfor (NH

4Cl­P), järnbunden fosfor (BD­P), aluminiumbunden fos­

for (NaOH­P), kalciumbunden fosfor (HCl­P), organiskt bunden fosfor (NaOH­org) samt residual fosfor (Rest­P). Den mobila andelen fosfor

43

utgörs av löst bunden och järnbunden fosfor samt normalt av halva den organiskt bundna fosforn. Den andra halvan av den organiskt bundna fos­forn anses vara mer stabilt bunden till svårnedbrytbart organiskt material. Denna andel organiskt bunden fosfor brukar överlagras och på så vis acku­muleras i sedimenten vilket även sker med den aluminiumbundna och kal­ciumbundna fosforn. Aluminiumbunden fosfor är att betrakta som perma­nent bunden medan kalciumbunden fosfor kan frigöras vid låga pH­värden.

I Figur 6­2 åskådliggörs fosforinnehållet i varje provskikt av Flottsundsvi­kens sediment. Av figuren framgår att järnbunden fosfor dominerade i alla skikt ned till 5 cm djup, varav den högsta halten uppmättes i skiktet 2–3 cm från sedimentytan. I skiktet 7–8 cm var det kalciumbunden fosfor som dominerande medan aluminiumbunden fosfor dominerande i samtliga tre underliggande provskikt. Halten organiskt bunden fosfor minskade med provtagningsdjupet, vilket är normalt.

Figur 6-2 Fördelning av de sex fosforfaktionerna löst bunden fosfor (NH4Cl-P), järnbunden fosfor (BD-P), aluminiumbunden fosfor (NaOH-P), kalciumbunden fosfor (HCl-P) samt organiskt bunden fosfor (NaOH-org) och total fosfor (Tot-P) med djupet vid prov-punkt i Flottsundsviken

I Figur 6­3 åskådliggörs fosforinnehållet i varje skikt av sedimentprovet vid Ekolns mitt. Till skillnad från provet vid Flottsundsviken var det alumini­umbunden fosfor som dominerade i samtliga provskikt, dock tätt följt av halten järnbundna fosforn från ytskiktet ned till skiktet 22–23 cm. Djupare ned i sedimentet ökade skillnaden.

I ytskiktet var halten löst fosfor nära 3 gånger högre än vid Flottsunds­viken, 130 µg/g TS. Halter över 100 µg/g TS är att betrakta som relativt höga. Vid skiktet 1–2 cm hade halten löst fosfor minskat till ca 40 µg/g TS medan den varierade mellan 20–30 µg/g TS i de övriga sedimentskikten.

Halterna organiskt bunden respektive kalciumbunden fosfor är förhål­landevis lika från ytan ned till skiktet 22–23 cm, därefter avtar halten orga­niskt bunden fosfor medan den kalciumbundna ökar något.

0

5

10

15

20

250 500 1000 1500 2000 2500

Sed

imen

tdju

p (

cm)

Fosforfraktioner (µg/g TS)

NH4Cl-P

BD-P

NaOH-P

HCl-P

NaOH-org P

Tot-P

44

Figur 6-3 Fördelning av de sex fosforfaktionerna löst bunden fosfor (NH4Cl-P), järnbunden fosfor (BD-P), aluminiumbunden fosfor (NaOH-P), kalciumbunden fosfor (HCl-P) samt organiskt bunden fosfor (NaOH-org) och total fosfor (Tot-P) med djupet vid prov-punkt i Ekolns mitt

Vid en jämförelse av fraktionssammansättningen mellan de två provtag­ningspunkterna konstaterades vissa skillnader.

Halten järnbunden fosfor var i regel något högre vid Ekolns mitt och i några skikt betydligt högre än vid Flottsundsviken. I den översta centime­tern var halten nästa dubbelt så hög som vid Flottsundsviken medan det motsatta förhållandet dock konstaterades vid skiktet 2–3 cm.

Generellt påvisade analysen att Ekolns sediment har en hög andelen järn­bunden och aluminiumbunden fosfor (muntl. Emil Rydin, 2011). Detta mönster ses ofta i sjöar som är recipienter för renat avloppsvatten och är ett resultat av sedimentering av järn och aluminium flock.

Analysen påvisade även att det översta skiktet var oxiderat. Så länge sedi­mentet är oxiderat och bindningsplatser finns till järn kommer fosfor att bindas till järn. Om förhållandena i sedimenten ändras och blir anoxiska kommer järn att reduceras och fosfor frigöras.

Analysen visade att residual­fosforfraktionen vid flera tillfällen fick ett negativ värde. Residual­fosforn utgör ett beräknat värde av skillnaden mel­lan totalfosfor och de extraherade fraktionerna. Negativa värden tyder anti­gen på en underskattning av totalhalten eller en överskattning av de extra­herade fraktionerna. I denna studie var det främst vid Flottsundsviken som negativa värden uppstod.

För att få en uppfattning om det skett någon förändring av halterna i sedimenten de senaste åren jämfördes resultatet från Provpunkt 1, 2011 vid Ekolns mitt med Provpunkt, 2003 (Weyhenmeyer m.fl., 2003). En motsvarande jämförelsepunkt saknades för provpunkten vid Flottsundsvi­ken. Jämförelsen påvisade något lägre vattenhalter i sedimenten vid årets provtagning jämfört med tidigare uppmätt halt. Dessutom påvisades högre andelen total­fosfor och större variation mellan de olika skikten än tidigare. Analyserat prov påvisade även en ackumulering av fosfor på 22 till 29 cm

0

5

10

15

20

25

30

35

400 500 1000 1500 2000 2500 3000 3500

Sed

imen

tdju

p (

cm)

Fosforfraktioner (µg/g TS)

NH4Cl-P

BD-P

NaOH-P

HCl-P

NaOH-org P

Tot-P

45

vilket troligen härstammar från utsläppen på 70­talet. För åtta år sedan åter­fanns dessa halter istället 16 till 23 cm ner i sedimenten.

Andel löst fosfor i den översta centimetern var lägre vid provtagningen 2011 medan andelen järnbunden och aluminiumbunden fosfor var högre. Både organisk och kalciumbundna fosfor låg däremot i nivå med tidigare uppmätta halter.

I studien från 2001 (Weyhenmeyer m.fl.) uppskattades bakgrundshal­terna för den mobila fosforn i Ekoln till ca 10 µg/g TS löst fosfor, 300 µg/g TS järnbunden fosfor och 281 µg/g TS organisk bunden. Om detta stäm­mer var de uppmätta halterna av samtliga fraktioner i de översta skikten högre än bakgrundshalterna.

Fosforhalterna i sedimenten är ofta många gånger högre än halterna i vat­tenmassan. Enligt tidigare beräkningar (Weyhenmeyer m.fl., 2003) översteg fosfor i sedimenten halterna i vattenmassan med faktor 30. Vidare visade beräkningar i samma rapport att Ekoln är internbelastad av fosfor och att sedimenten varje år läcker 14 ton fosfor. Vilket kan jämförs med de 99 ton fosfor som beräknas tillföras från avrinningsområdet.

46

7 Diskussion och slutsatser

7.1 Hur påverkar kväveavskiljningen fosforhalten i Ekoln?

Varken modellen eller den statiska analysen av uppmätta halter i Ekoln kunde påvisa att ammoniumreningen har påverkat fosforhalterna enligt hypotesen, se sammanställning i Tabell 7­1. Det enda som kan säkerhets­ställas är att ammoniumhalterna i Ekoln har minskat, vilket kan ha positiva effekter på andra förhållanden i Ekoln än dem som har analyserats i denna studie.

Tabell 7-1 Sammanställning över statistik- och modellresultat i botten- och ytvattnet under stratifieringsperioden.

Botten YtaNH4 O2 PO4 Chl-a

Jämförelse 1990–1999 med 2000–2010 ↓ ↓ ↓ ↓

Reducerad NH4 i inflöden ↓ - - -

Ökad NH4 i inflöden ↑ ↓ ↑ ↑

Reducerad PO4 i inflöden - ↑ ↓ ↓

Reducering av NH4 och PO4 i inflöden ↓ ↑ ↓ ↓

En orsak till att hypotesen inte stämmer kan vara att initialhalterna av ammonium i Ekoln är låga. Detta medför att nitrifikation av ammonium inte sker i sådan utsträckning att någon effekt syns på syrgasförhållandena, varför ingen fosfatminskning fås. För att kontrollera om så är fallet har Ekoln modellerats med en högre ammoniumhalt i tillflödena och först då noteras en ökad syretäring i recipienten.

En annan förklaring kan vara att Ekolns storlek och form samt dess för­hållandevis korta omsättningtid medför att syreförhållandena är goda större delen av året.

Projektet med att sätta upp en modell för Ekoln syftar dels till att få en uppfattning om de minskade utsläppen av ammonium från Kungsängsverket har en positiv effekt på syrgashalterna i Ekoln och därigenom minskat läck­age av fosfor från sedimenten, dels om investeringar i ytterligare kvävereduk­tion kan vara ett alternativ/komplement till att åtgärda fosforutsläppen till Ekoln. Även om Fyrisåns vatten sommartid skiktar in sig i Ekolns ytvatten går det inte att utesluta att den minskade tillförseln av ammonium kan ha en hämmande effekt på algtillväxten och i förlängningen leda till en minskad syrgastäring sensommar/höst. Det har dock konstaterats varma somrar med låg vattenföring att Fyrisåns bottenvatten vid mynningen till Ekoln (ca 3,5 m djup) har högre ammoniumhalter än ytvattnet, orsaker och effekter av detta ingår inte i denna studie. Mätningarna i Ekoln anger att ammoniumhalterna i Ekolns bottenvatten vintertid har blivit lägre sedan kväveavskiljningen togs i drift och detta kan i sin tur hämma algtillväxten efter våromblandningen. Dessa samband är dock komplexa och kräver fördjupade studier. Modelle­ringen anger dock att en utökad ammoniumavskiljning vid Kungsängsverket inte kommer påverkar fosforomsättningen i Ekoln.

47

Slutsatsen av modelleringen är att en utökad kväveavskiljning vid Kungs­ängsverket inte kommer att påverka den interna belastningen av fosfor i Ekoln. Således bör andra åtgärder vidtas i tillrinningsområdet för att minska fosforomsättningen och skapa bättre vattenkvalitet.

7.2 Hur ska Ekolns vattenkvalitet förbättras?

Både sjömodelleringen och den statistiska analysen visar att det är viktigt att minska tillförsel av fosfat till Ekoln om statusen i sjön ska förbättras. Uppmätta data visar att fosfatmängderna i tillrinningsområdena har ökat, vilket ytterligare indikerar att åtgärder bör vidtas i tillrinningsområdet för att uppnå ekologisk status i Ekoln. Det finns flera åtgärder som bör över­vägas. En åtgärd är att ytterligare minska näringsbelastningen från avlopps­reningsverken. Andra möjliga åtgärder är att rena dagvattnet från närsalter i tätorten, minska näringsläckaget från jordbruksmark och åtgärda under­måliga enskilda avlopp i Ekolns avrinningsområde. Därutöver har en sjö i Örsundaåns avrinningsområde (Alsta sjö) identifierats som en fosforkälla då den varje år läcker 10 ton fosfor till ån (pers. kontakt Gunilla Lindgren, Länsstyrelsen i Uppsala län). Där bör åtgärder sättas in för att minska till­förseln av fosfor samt minska internbelastningen i sjön. Samtliga av dessa åtgärder bör vägas mot varandra och de mest kostnadseffektiva åtgärderna bör prioriteras. Vid prioritering bör fokus vara att reducera fosfor.

7.2.1 Åtgärder vid Uppsala reningsverk

Idag avskiljs nästan 98 % fosfor och 75 % kväve vid rening av avloppsvat­ten på Kungsängsverket. Reningsverket uppfyller villkoren för resthalt av fosfor analyserat som totalhalt i utgående avloppsvatten. Villkoren utgörs av ett riktvärde som inte får överstiga 0,25 mg/liter beräknat som kvartals­medelvärde samt ett gränsvärde på 0,25 mg/liter beräknat som årsmedel­värde (Uppsala Vatten, 2010). 2010 var det flödesvägda medelvärdet 0,15 mg fosfor/l för utgående avloppsvatten och totalt behandlades 18,8 mil­joner m3 avloppsvatten. Tillsammans med bräddat avloppsvatten innebär detta ett tillskott av ca 0,25 ton fosfor per månad vilket endast utgör ca 9 % av den totala totalfosfortransporten i Fyrisån (se Tabell 5­2, Fosfor­ och fosfattransport (ton/månad) i snitt för perioden 1990–1998 och perioden 2000–2010. och Bilaga 2). För att uppnå de låga halterna av totalfosfor i utgående avloppsvatten krävs en hög järnkloridförbrukning i reningsverket. Järnklorid har hög energikostnad vid utvinning samt medför ett stort eko­logiskt avtryck (Kemira Kemwater, 2003).

Den fosforavskiljningen som idag sker anses ligga inom rimliga nivåer när miljönytta sammanvägs. Nytta med att ytterligare förbättra fosforav­skiljningen bör dock ifrågasättas. Ytterligare reduktion skulle innebära att totalfosfortransporten till Fyrisån minskade något men samtidigt skulle mängden fällningskemikalier som förbrukas öka. Miljönyttan av åtgärdens effekt på recipienten bör därför vägas mot miljöpåverkan vid brytning och tillverkning av fällningskemikalien samt mot den miljönytta andra åtgärder i avrinningsområdet ger.

48

I denna rapport har vi endast studerat effekten av minskad kväve och fosforbelastning på Ekoln och inte i Fyrisån som är reningsverkets primära recipient. I Fyrisån sker en utspädning av vattnet från reningsverket innan det når Ekoln.

7.2.2 Åtgärder i avrinningsområdet

Planeringsverktyget StormTac har använts för att göra en grov kvantifiering av ursprunget till kväve och fosfor i tillrinningsområdet. Sett till hela Ekolns avrinningsområde kommer ca 75–85% av närsalterna från jordbruket, för fosfor är det ca 7 ton per år. För Fyrisåns tillrinningsområde kommer ca 70 % av fosforn och 80 % av kvävet från jordbruket och 10 % av fosforn från bebyggd mark. I StormTac fås bara de totala mängderna av närsalter, det vill säga ingen uppdelning i faktionerna ammonium, nitrat, nitrit och fosfat görs. Med åtgärder inom jordbruket såsom fånggrödor, skyddszoner och vårbearbetning kan en reningseffekt på cirka 10 % för kväve och 5 % för fosfor uppnås i tillringsområdet (Odén, 2010). För dagvatten i urbana områden kan en rening på cirka 15 % för kväve och 20 % för fosfor upp­nås genom åtgärder för lokalt omhändertagande av dagvatten (LOD). Om även dagvattendammar anläggs i tillrinningsområdet kan en reningseffekt på cirka 40 % för kväve och 65 % för fosfor uppnås för det vattnet om pas­serar igenom dammen (www.stormtac.com). Reningsgraden från enskilda avloppsanläggningar som är mer än 10 år gamla är beräknad till 25 % res­pektive 30 % för fosfor respektive kväve (Odén, 2010).

7.3 Vilken nytta har resultatet för andra?

Resultatet från denna studie indikerar att kväveavskiljningssteget vid Kungsängsverket har bidragit till att ammoniumhalterna har minskat avse­värt i Ekoln men att den endast har haft en liten effekt på vattenkvaliteten i övrigt. Detta beror på att sjön är fosforbegränsad och att kvävereduktionen inte påverkar fosfathalterna i vattenmassan. I mindre recipienter med längre omsättningstid och höga inloppshalter av ammonium kan dock hypotesen i denna studie vara tillämpbar.

Det är viktigt att göra recipientspecifika åtgärder för en recipient och inte investera stora belopp utan att veta dess verkan.

7.4 Övriga aspekter

Halterna av organiskt material (mäts i form av mängden organiskt kol, TOC) är ytterligare en parameter som kan ha påverkat resultaten i denna studie. Eftersom syrgas förbrukas vid nedbrytning av organiskt material kan halten TOC påverka syrgashalten i vattnet. Medelvärdet av halten TOC i Ekoln var under perioden 2000–2010 högre än under perioden 1990–1998 medan det motsatta förhållandet konstaterades beträffande syrgashalten.

Däremot har syrgashalten under mars månad ökat för samma period. Syrgashalterna i Mälarens bottenvatten är generellt högst i början av året när vattenmassan är omblandad, och förbrukas sedan under året när organiskt

49

material från utsedimenterade växtplankton bryts ner. Syrgashalterna mins­kar mest markant när det råder stratifierade förhållanden, d.v.s. under som­marperioden när det är liten kontakt mellan djupare och grundare delar av sjön (SLU, 2011). En ökad TOC­halt kan vara en orsak till att syrgashalten i bottenvattnet i Ekoln under stratifierade förhållanden minskade mellan perioderna 1990–1998 och 2000–2010.

Ökningen av TOC­halten i Ekoln kan vara naturlig. Enligt en studie av organiskt material i Mälaren fluktuerade COD­halten (chemical oxygen demand) cykliskt under perioden 1935–2004. Under 1970­ och 90­talet var COD­halterna i genomsnitt låga, medan de under 1980­ och 2000­talet i genomsnitt var höga. Halten organiskt material i Mälaren styrdes till stor del av vattenföringen, och varmare klimat och ökad avrinning vintertid kan dock leda till högre organiska halter i Mälaren (Johansson et. al., 2010).

50

8 Referenser

Litteratur

Ahnlund, P. (1999). Rapport om SMHIs Biogeokemiska modell SCOBI. SMHI.

Brunberg, A. & Blomqvist, P. (1998). Vatten i Uppsalas län, beskrivning, utvärdering, åtgärdsförslag. Upplandsstiftelsen. Rapport nr 8/1998.

Fyrisåns vattenförbund (2010).

Fyrisåns vattenförbund (2007).

Johansson, L., Temnerud, J., Abrahamsson, J. & Berggren Kleja, D.. Variation in organic matter and water color in Lake Mälaren during the past 70 years. Ambio. 2010 Mar; 39(2):116­25.

Mälarens vattenvårdsförbund (2011). Miljöövervakning i Mälaren 2010. Rapport 2011:14.

Naturvårdsverket (1999) Bedömningsgrunder för miljökvalitet- sjöar och vattendrag. Rapport 4913.

Naturvårdsverket 1994, Föreskrifter om rening av avloppsvatten SNFS 1994:7 Kungörelse med föreskrifter om rening av avloppsvatten från tätbebyggelse.

Odén, C & Persson, I (2010). Tysslingen åtgärdsplan, Länsstyrelsen i Örebro län.

Sahlberg, J. (2009). The Coastal Zone Model. Oceanography Nr 98/2009.

SMHI (2008). Sveriges sjöar. Norrköping: SMHI. Faktablad nr 39.

Törnblom, E & Wallin, M. (2000).Utvärdering av Uppsala läns samordnade recipientkontroll. Rapport 2000­11. Institutionen för miljöanalys SLU, Uppsala.

Uppsala Vatten (2010). Miljörapport 2009 – Kungsängsverket.

Uppsala kommun (2010). Antagandeplan Översiktsplan Uppsala kommun.

Vattenmyndigheten (2010). Vattenförekomster Mälaren–Lårstaviken, Länsstyrelserna.

Wallman, K., Löfgren, S., Sonesten, L., Dermant, C. & From, A. (2009). Totalkväveanalyser vid Institutionen för vatten och miljö – En genomgång av olika analysmetoder och deras betydelse för tidsserierna. Uppsala: Institutionen för vatten och miljö SLU Rapport 2009:8

Wetzel, R. G. 2001. Limnology. Lake and River Ecosystems. 3 ed.; Academic Press, 416 London, p 1006.

Weyhenmeyer, G. & Rydin, E. (2003). Sedimentets bidrag till fosforbelastningen i Mälaren. Uppsala: Institutionen för miljöanalys SLU Rapport 2003.

51

Personlig kontakt

Emil Rydin (2011), Forskare Balticsea 2020 samt vid Uppsala universitet. 2011­12­09

Gunilla Lindgren (2011) Länsstyrelsen i Upplands län. 2011­08­30

Internetsidor

Institutionen för Vatten och Miljö (2011). http://www.slu.se/sv/fakulteter/nl/om­fakulteten/institutioner/institutionen­for­vatten­och­miljo/laboratorier/. Hämtad: 2011­05­27

Meteorologiska data (2011) http://www.smhi.se/sgn0102/bhdc/metdata_3h_grid.htm

StormTac (2011) http://www.stormtac.com

SMHI (2008). SVAR – Markanvändningar. http://produkter.smhi.se/svar/svar2008.htm

VISS, (2011). www.viss.lst.se

52

Bilaga 1

Vad styr kväve och fosforbalansen i sjöar samt i reningsverk?

Parametrar för sjöar

Atmosfäriskt utbyte

Ett utbyte av syrgas sker mellan luften och vattnet. Hur mycket och åt vilket håll beror på en rad faktorer. Kallt vatten kan exempelvis innehålla mer syre än ett varmt vatten, om det går vågor på vattnet blandas mer syre in och om vattnet är mättat på syre avgår överskottet till atmosfären.

Temperatur, vindhastighet och instrålning från solen styr de fysikaliska processerna i en sjö. Dessa påverkar i sin ur de kemiska och biologiska pro­cesserna. Omblandningsdjup, skiktningsperioder, is etc.

Kväve

Kvävetransporten till sjöar kommer med inkommande ytvatten, grund­vatten och från närliggande mark samt från punktutsläpp från exempelvis reningsverk. Det årliga inflödet av kväve från vattendrag och närliggande mark är särskilt stor i befolkade områden med jordbruksmark (Kalff, 2003). I sjön sker sedan diverse processer där kväve omvandlas i olika former. I vissa fall är inflödet av kväve till sjöar med nederbörd och/eller partiku­lärt nedfall stort. Kväveinnehållet är ofta jämt fördelat mellan ammonium, nitrat och löst organiskt kväve, där löst organiskt kväve till stora delar utgör urea (Wetzel 2001). Dessa processer beskrivs kortfattat nedan.

KvävefixeringInflöde via kvävefixering är ett annat betydande flöde. Många faktorer i sjön påverkar kvävefixeringen och det kan vara svårt att uppskatta dess fak­tiska omfattning. Kvävefixering är direkt korrelerat till närvaron av kväve­fixerande cyanobakterier. Mängden cyanobakterier är i sin tur korrelerat till ljus, temperatur, fosforhalt, kvävehalt, sulfathalt (Wetzel, 2001). Även en del heterotrofa bakteriearter kan kvävefixera.

Kvävefixeringen begränsas av ljustillgång och av vattentemperaturen där ingen kvävefixering sker då vattentemperaturen underskrider 10 grader. Det som gynnar de kvävefixerande bakterier är en hög N/P­kvot det vill säga god tillgång på fosfor i förhållande till kväve.

Mineralisering En stor källa till kväve i sjöar är nedbrytningen av dött organiskt mate­

rial. Bakterier, insekter och andra nedbrytande organismer bryter ner kväve överallt i sjön både med och utan syre (aerobt respektive anaerobt). Restpro­dukten i nedbrytningen är bland annat ammonium som tas upp av växter som kvävekälla. I växter bildas organiskt kväve på nytt som förtärs av hete­rotrofa organismer och när organismerna dör blir kvävet återigen tillgäng­ligt för nedbrytare.

53

ExkretionAlla djur utsöndrar överskottskväve. Fiskar utsöndrar överskottet via nju­rarna medan djurplankton läcker ut kväve i olika former. När predatorer äter sitt byte tappar det en del av den föda de fångat. Något som brukar kalla predationsexkreation.

Nitrifikation Ammonium kan även nitrifieras. Det är en process i två steg där bakterier först oxiderar ammonium till nitrit och sedan nitrit till nitrat för att utvinna energi. Båda dessa processer är syretärande det vill säga förbrukar syre.

Ammonium → Nitrit2 NH

4+ + 3 O

2 → 2 NO

2– + 2 H

2O + 4 H+ + energi

Nitrit → Nitrat2 NO

2– + O

2 → 2 NO

3– + energi

Nitrifikationen sker främst i vattnet mellan det syrerika ytvattnet och det ammoniumrika djupvattnet eller i sedimenten (Kalff, 2003). Nitrit oxideras ofta i samma takt som det bildas och finns därför i låga halter. Nitrifikatio­nen är en syrekrävande process: för att oxidera en mol ammonium krävs två mol syrgas. Nitrifierande bakterier, som är kemoautotrofer, gynnas av höga halter av ammonium, syrgas och koldioxid samt av hög temperatur. Vissa av de nitrifierande bakterierna är mer temperaturkänsliga än andra.

Denitrifikation Nitrat kan denitrifieras under anaeroba förhållanden till kvävgas och NOX­gaser av heterotrofa, fakulativt anaeroba bakterier och svampar. Denna pro­cess innebär att kväve avges från sjön i gasform.

Fosfor

Tillförseln av fosfor till akvatiska ekosystem sker främst genom erosion från jordbruksmark samt utsläpp av avloppsvatten från industrier och hushåll. Dessutom kan atmosfärisk deposition av fosfor förekomma men den vat­tenburna fosfortillförseln är den dominerande källan i Sverige (Kalff, 2003). Tillförseln till vattnet sker främst i lös organisk form eller som organisk fosfor bunden till partiklar (Kalff, 2003). För att bli tillgänglig för växter och mikroorganismer måste det organiska materialet genomgå bakteriell nedbrytning där den organiska fosforn omvandlas till löst oorganiskt fos­for (Welch, 1992). Den fosforn som tas upp av växter och djur kan delvis utsöndras eller omvandlas då dessa organismer dör, till löst eller partikulärt bunden organisk fosfor. Fosforn kan först efter bakteriell nedbrytning av det organiska materialet återgå till oorganiskt löst fosfor igen.

InternbelastningEn stor andel av fosforn i vattnet är bunden till partiklar, dels genom kom­plexbindningar med kalcium, aluminium samt järn och dels adsorberat till mineraler eller organiskt material (Matuszewska et al, 2003). När dessa partiklar sedimenterar binds en stor del permanent in i sedimenten och på så sätt går fosfor förlorad från vattenfasen (Welch, 1992). Komplexen och föreningarna är dock inte stabila vilket under särskilda förhållanden

54

kan leda till att fosfor periodvis frigörs från sedimenten. Denna så kallade interna belastningen av fosfor kan ha stor betydelse för fosforcykeln i akva­tiska miljöer.

Frigörelsen av fosfor beror på olika processer som sker i sedimenten och på de fysiska, biologiska samt kemiska förhållanden som råder i sedimenten och ovanliggande vatten (Matuszewska et al, 2003).

Några av de viktigaste faktorerna som påverkar utbytet är redox­poten­tialen och förändringar i pH. Järnets redox­potential brukar anses vara en av de mest betydelsefulla orsakerna till frigörelse av fosfor (Welch, 1992). Under syrerika förhållanden oxideras järn och binder effektivt till sig fosfor men när syrebrist uppstår reduceras järn och då frigörs fosfor.

Tillgängligheten av fosfor påverkas också av förändringar i pH. Detta då komplexbindningar ofta är pH­beroende (Persson, 1998). Mängden orga­niskt material samt koncentrationerna av kalcium, järn och aluminium har stor betydelse för vilka processer som påverkar frigörelsen av fosfor. Reak­tionen på förändringar i sedimenten är nämligen olika för de olika kom­plexen (Matuszewska et al, 2003). Generellt reagerar sediment innehållande stor mängd järn­ och aluminiumbunden fosfor på förändringar i syrehalt och pH. Sediment dominerade av lättillgängliga och organiska fraktioner är däremot mer känsliga mot temperaturförändringar eftersom det påverkar den biologiska aktiviteten (Welch, 1992). Sediment är dock oftast kemiskt komplexa, det kan därför vara svårt att generalisera och förutspå exakt vad som kommer att hända vid olika situationer.

Att även biologiska processer är viktiga i frigörelsen av fosfor från sedi­menten styrks av försök där sediment steriliserade med antibiotika inte har samman förmåga att binda fosfat. (Kalff, 2003). Bakterier frigör löst fosfor till vattnet vid celldelning och vid anaeroba förhållanden där ackumulerad polyfosfatpartiklar frigörs. Mellan 10 och 75 procent av den fosfor som finns i sedimenten och som kan frigöras beräknas finnas i celler.

Fosfor frisläppt från organismer är ofta organiskt bunden och fosforn kemiskt frisläppt från sediment förekommer ofta som fosfat. När fosfat mäts används en metod som hydrolyserar organiskt fosfor så att det registre­ras som fosfat. Det här gör att frisättning av fosfat/organisk fosfor inte mäts och en djupare förståelse över de biologiska faktorerna fås inte.

Fosfor frisätts även under aeroba förhållanden, både genom kemiska och biologiska processer. Andra processer som sker samtidigt binder fosfor till sedimentet varför det kan vara svårt att uppskatta om det sker en nettofri­sättning eller ­fastläggning.

Fosfor som frigörs från sedimenten hamnar i sedimentens porvatten och blir tillgängliga för organismer i vattenmassa genom transportmekanismer såsom bioturbation det vill säga omblandning orsakad av djur i sedimenten, diffusionen, vindinducerad turbulens och gasbildning (Persson, 1998).

Parametrar för reningsverk

Reningstekniken för kväve i reningsverk är betydligt mera komplicerad än för fosfor. Processen är beroende av bakterier vilket medför att den är tem­peraturberoende och mycket känsliga för störningar. För att möjliggöra kvä­

55

veavskiljningen måste ammonium (NH4) först omvandlas till nitrat (NO

3)

det vill säga genomgå så kallad nitrifiering. Processen kräver syre varför luft­ning av vattnet i reningsverket krävs för att underlätta processen. I nästa steg omvandlas nitrit till kvävgas som avges till luften. Denna så kallade denitri­fikation kräver sen syrefri miljö för att fungera. Den nitrat som inte ombil­das till kvävgas i reningsverket kan genomgå omvandlingen ute i Fyrisån och på så sätt ytterligare minska belastningen på Ekoln. Genom att minska utsläppen av ammoniumkväve till recipienten minskar även de syreförbru­kande processerna som krävs för att omvandla ammoniumkväve till nitrat.

Referenser

Kalff, Jacob (2003). Limnology. Prentice Hall

Matuszewska, K., Biakowska, I. & Bolaek, J. (2003). Interdependence between phosphorus forms in sediments and iron and the waters in the Gulf of Gdansk. Oceanological and Hydrobiological Studies 32, nr 1.

Wetzel, R. G. 2001. Limnology. Lake and River Ecosystems. 3 ed.; Academic Press, 416 London.

Welch, E.B., 1992. Ecological Effects of Wastewater. Cambridge University Press

Persson, 1998. Fosfor i bottensedimenten. Uppdaterad 1998­06­10. http://info1.ma.slu.se/Miljotillst/Eutrofiering/Sediment­P.ssi

56

Bilaga 2

Resultat statistisk analys

Resultaten från den statistiska analysen presenteras i Box­ and whiskerdiagram. Dessa visar medianen, undre­ och övre kvartilen, min­ och maxvärde och extremvärden. Markeringarna vid medianen visar med 95 % förklaringsgrad var medianen är, se figur 1.

extremvärde

extremvärde

maximumvärde

minimumvärde

övre kvartil

median

undre kvartil

Figur 1 Box-and whiskerdiagram

Figur 2 Totalkvävetransport i ton/månad under perioden 1990–1998 och 2000–2010

57

Figur 3 Ammoniumtransport i ton/månad under perioden 1990–1998 och 2000–2010

Figur 4 Totalfosfortransport i ton/månad under perioden 1990–1998 och 2000–2010

58

Figur 5 Fosfattransport i ton/månad under perioden 1990–1998 och 2000–2010

Figur 6 TOC transport ton/månad under perioden 1990–1998 och 2000–2010

59

Figur 7 Kvävehalt i Ekoln i yt- och bottenvatten under stratifierade förhållanden för perioderna 1990–1998 och 2000–2010

Figur 8 Ammoniumhalt i Ekoln i yt- och bottenvatten under stratifierade förhållanden för perioderna 1990–1998 och 2000–2010

60

Figur 9 Fosforhalt i Ekoln i yt- och bottenvatten under stratifierade förhållanden för perioderna 1990–1998 och 2000–2010

Figur 10 Fosfathalt i Ekoln i yt- och bottenvatten under stratifierade förhållanden för perioderna 1990–1998 och 2000–2010

61

Figur 11 TOC-halt i Ekoln i yt- och bottenvatten under stratifierade förhållanden för perioderna 1990–1998 och 2000–2010

Figur 12 Syrgashalt i Ekoln i yt- och bottenvatten under stratifierade förhållanden för perioderna 1990–1998 och 2000–2010

62

Figur 13 Klorofyllhalt i Ekoln i yt- och bottenvatten under stratifierade förhållanden för perioderna 1990–1998 och 2000–2010

Figur 14 Kvävehalt i Ekoln i yt- och bottenvatten under mars månad för perioderna 1990–1998 och 2000–2010

63

Figur 15 Ammoniumhalt i Ekoln i yt- och bottenvatten under mars månad för perioderna 1990–1998 och 2000–2010

Figur 16 Fosforhalt i Ekoln i yt- och bottenvatten under mars månad för perioderna 1990–1998 och 2000–2010

64

Figur 17 Fosfathalt i Ekoln i yt- och bottenvatten under mars månad för perioderna 1990–1998 och 2000–2010

Figur 18 TOC-halt i Ekoln i yt- och bottenvatten under mars månad för perioderna 1990–1998 och 2000–2010

65

Figur 19 Syrgashalt i Ekoln i yt- och bottenvatten under mars månad för perioderna 1990–1998 och 2000–2010

Figur 20 Klorofyllhalt i Ekoln i yt- och bottenvatten under mars månad för perioderna 1990–1998 och 2000–2010

66

Bilaga 3

Analysresultat sedimentprovtagning 2011-06-17

Tab

ell

Ana

lysr

esul

tat

från

Erk

enla

bo

rato

riet

avs

eend

e ex

trah

erad

e fo

sfo

rfra

ktio

ner

(µg

/g T

S, d

är T

S b

etyd

er t

orr

sub

stan

s) i

Eko

lns

sed

imen

t

pro

vpun

kt 1

(Flo

ttsu

ndsv

iken

) och

2 (E

koln

s m

itt)

. Up

pd

elat

på

tio

res

pek

tive

ått

a en

-cen

tim

eter

s sk

ikt

Pla

tsProvpunkt

Djup (cm)

Provtagningsdatum

Vattenhalt (%)

Glödgningsförlust (%)

NH4Cl-P (µg/g TS)

BD-P (µg/g TS)

NaOH-P (µg/g TS)

HCl-P (µg/g TS)

Totalfosfor (µg/g TS)

rest-P (µg/g TS)

NaOH org-P (µg/g TS)

Flo

ttss

und

svik

en1

0–1

2011

-06-

1785

,114

,645

620

360

480

1 80

0-1

0838

0

Flo

ttss

und

svik

en1

1–2

2011

-06-

1780

,316

,527

540

360

460

1 80

048

320

Flo

ttss

und

svik

en1

2–3

2011

-06-

1778

,614

,043

980

470

430

2 20

027

290

Flo

ttss

und

svik

en1

4–5

2011

-06-

1776

,313

,823

550

460

470

1 70

0-8

125

0

Flo

ttss

und

svik

en1

7–8

2011

-06-

1775

,213

,111

340

380

460

1 40

0-3

629

0

Flo

ttss

und

svik

en1

11–1

220

11-0

6-17

72,3

12,2

933

061

052

01

600

-89

170

Flo

ttss

und

svik

en1

16–1

720

11-0

6-17

73,3

12,0

1941

075

056

01

800

-44

120

Flo

ttss

und

svik

en1

22–2

320

11-0

6-17

70,9

11,1

1030

065

048

01

600

2314

0

Eko

lns

mit

t2

0–1

2011

-06-

1787

,815

,413

01

100

1 20

028

03

100

1240

0

Eko

lns

mit

t2

1–2

2011

-06-

1783

,112

,339

540

680

270

1 90

053

330

Eko

lns

mit

t2

2–3

2011

-06-

1781

,811

,731

450

680

260

1 70

07

310

Eko

lns

mit

t2

4–5

2011

-06-

1780

,510

,629

480

550

260

1 60

043

260

Eko

lns

mit

t2

7–8

2011

-06-

1780

,910

,321

480

520

300

1 60

020

240

Eko

lns

mit

t2

11–1

220

11-0

6-17

78,7

11,4

2350

068

028

01

700

224

0

Eko

lns

mit

t2

16–1

720

11-0

6-17

79,8

10,5

1955

058

030

01

700

-16

230

Eko

lns

mit

t2

22–2

320

11-0

6-17

75,9

10,3

3378

010

0043

02

500

7912

0

Eko

lns

mit

t2

29–3

020

11-0

6-17

76,7

10,3

2279

015

0047

02

900

736

Eko

lns

mit

t2

37–3

820

11-0

6-17

78,5

10,3

2347

071

039

01

800

4120

0

67

68

Box 47607, 117 94 Stockholm

Tel 08 506 002 00

Fax 08 506 002 10

svensktvatten@svensktvatten.se

www.svensktvatten.se

Kväveavskiljning

ens effekt på E

koln