Typhalter för diffusa utsläpp

3.1.5.1. Skogsmark, sankmark, fjäll, övrig mark

Metodik och bakgrund för att ta fram typhalter för skogsmark, sankmark , fjäll och övrig mark beskrivs utförligt i appendix 1.

På grund av att dataunderlaget för metaller i sjöar och vattendrag är begränsat har typhalter som beskriver skogsmarkens heterogenitet endast kunnat tas fram. Det innebär att markslagen sankmark, fjäll samt övrig mark inte kunnat särskiljas från skogsmarkens utlakning av metaller.

Det enda datamaterialet på halter i ytvatten, som kan spegla avrinning från skogsmark, med någon täckning i landet är halter i skogssjöar. Halter i rinnande vatten kan inte ligga till grund för en regional uppdelning. Tidigare har effekten av försurning för metallutlakningen för skogsmark beskrivits, men sambanden visar sig vara svaga (Johansson et al 1995) och dataunderlaget bedömdes i detta projekt vara för litet för att kunna beskriva en geografisk fördelning av utlakningen baserat på mätningar i vattendragen.

Möjligheterna att använda SGU geokemiska karteringar avseende metallhalter i bäcktorv ca 20 000 punkter och metallhalter i mineraljord ca 25 000 punkter har sonderats. SGU:s data har hög upplösning men kopplingen till ytvatten är oklar. Eventuellt kan kombinationen av generell vittringshastighet och halter av tungmetaller i mineralet ligga till grund för en regional upplösning av utlakning. Det konceptet kräver dock ingående studier och data på vittring från SGUs punkter håller på att beräknas, men finns inte tillgängliga nu. Det kan dock vara en utveckling i framtiden, men det finns en risk att det inte är en framkomlig väg.

SGUs bäcktorvdata (halter i växtrötter i bäckar) speglar biologiskt tillgängliga halter i ytvatten med oklar koppling till totala halter som behövs för beräkningar av utlakning (Markus Meili, ITM pers.

medd.)

Sjöhalterna i Sverige har en relativt stor variation som inte lätt kan interpoleras till en geografisk variation i Sverige. De representerar dock ett integrerat mått på variationen i avrinning. En möjlighet är att med hjälp av uppmätta data subjektivt avgränsa några regioner med vissa olikheter i halter (Figur 1).

Ett problem kan vara att det blir betydande ”kanteffekter” mellan framför allt område 3 och 4.

Bedömningen är att detta är den enda möjliga vägen på kort sikt att skapa typhalter (årsmedelvärden) för några regioner. Den största risken för systematiskt fel är sannolikt att sjöhalterna underskattar halterna i avrinning från skogsmark något på grund av retention. Detta kan i viss mån uppvägas av att sjöarna tar emot direktdeposition som har högre halter än avrinning. Tillgängliga data från rinnande vatten kommer främst från område 2 där något högre volymvägda halter än i sjöarna indikeras.

För kvicksilver är mängden tillgängliga data mindre än för övriga tungmetaller. Mätningar har framför allt utförts inom olika forskningsprojekt och därmed utan samordning avseende tidsperioder eller geografiskt område. Typhalter för kvicksilver har därför endast kunnat tas fram med en uppdelning i två regioner. Region 4 enligt kartan nedan har utökats till att inkludera hela norrbottens län och övriga Sverige beräknas med en annan typhalt.

Tabell 1. Typhalter för kvicksilver samt nedan Cd, Zn, Cu och Pb avseende skogsmark, sankmark, fjällmark och övrig mark. Utförlig redovisning av metodik och underlag redovisas i appendix 1.

Region Hg

Medelvärde ng/l

Standardavvikelse

1, 2, 3 förutom Norrbotten

4,74 1,31

4 +Norrbotten 1,33 0,31

Regionerna för typhalterna har anpassats till avrinningsområdesgränserna för att kunna tillämpas lätt i beräkningen. Beräkningen av utlakning av metaller från skogsmark, fjäll, sankmark och övrig mark har genomförts genom att multiplicera avrinning per rapporteringsområde med ovan föreslagen typhalt samt areal av markslagen per rapporteringsområde.

3.1.5.2. Jordbruksmark

Metodik, underlag och representativitet för att ta fram samband för jordbruksmarkens utlakning av metallerna redovisas utförligt i appendix 2. Utlakning av Hg har inte tagits fram för jordbruksmarken på grund av att halter Hg i prover som tagits av dräneringsvatten inte kunnat detekteras. Det antas därför att utlakad mängd Hg från jordbruksmarken är försumbar.

Det statistiska underlaget är mycket svagt för att få fram någon typ av samband för jordbruksmarkens utlakning, och endast en organogen jord är representerad. Enligt intervjuundersökning av SCB är ca 9

% av åkerarealen mulljordar (Na 30 SM 9803, SCB 1998), varför effekten troligen är mindre av att kanske underskatta metallförlusterna från denna typ av jordar. Ett relativt gott samband kunde däremot beräknas mellan matjordens vätejonkoncentration och medianhalterna Cd, Cu och Zn (µg l^-1) i dräneringsvattnet (totalhalter före filtrering). Att mäta pH är ett grovt sett att uppskatta

vätejonkoncentrationen. Beräkningen av denna blir dessutom besvärlig eftersom pH-värdet är en logaritmisk funktion av vätejonkoncentrationen. Ett binärt samband direkt på pH-värdet innebär en viss kompensation för den logaritmiska funktionen och ger enklare beräkningar än att antilogaritmera pH-värden. Följande samband erhölls:

Cd = 24,17 - 6,95 * pH + 0,50 * pH ² (r² = 0,95) Cu = 881 - 250 * pH +17,78 * pH ² (r² = 0,96) Zn = 5858 - 1672 * pH + 119,4 * pH ² (r² = 0,95)

En regional fördelning av transporten av dessa metaller från åkermark kan därför uppskattas utifrån åkermarkens pH inom intervallet 5,5 – 7,3. Den genomsnittliga utlakningen för Sveriges

jordbruksjordar kan sedan jämföras med den uppskattning som gjordes av Anderson 1992; 0,06, 4,3 resp 7,5 g ha^-1 år^-1 för Cd, Cu respektive Zn. Osäkerheten i att uppskatta metallutlakningen blir med de här använda sambanden mycket stor då pH faller utanför underlagets gränser dvs pH i jorden ligger lägre än 5,5 eller högre än 7,3.

Sambandet mellan utlakningen av metaller och pH i matjorden beskrivs med en andragradsanpassning som måste användas med försiktighet. Anpassningen har ett minimum vid ca pH 7 för samtliga metaller och har en ökande utlakning vid lägre pH än 7, men även vid högre pH än 7. En högre utlakning av metaller vid högre pH kan inträffa på grund av ändrade transportprocesser av organiskt material vilket binder metaller hårt (Ingrid Öborn, SLU, pers. komm.). Detta är dock inte klarlagt och eftersom sambanden som används här är mycket förenklade i förhållande till de verkliga processer som äger rum och det begränsade dataunderlag som finns tillgängligt så har utlakningen ansatts att vara konstant från pH>7. Vid pH lägre än 5,5 ökar utlakningen avsevärt så att det vid pH 4,5 är mer än dubbelt så hög utlakning som vid 5,5. Detta är inte ovanligt utan kan inträffa där det förekommer sulfidleror (Ingrid Öborn, SLU, pers. komm.). Sambanden mellan utlakningen av metaller och pH i alven har visats vara ännu starkare och det är rekommenderat att använda det sambandet för utlakningen av metallerna istället för alven eftersom pH i matjorden kan vara påverkat av kalkning (Ingrid Öborn, SLU, pers. komm.). Dock har inte sammanställningen som använts för att ta fram sambanden i denna rapport inkluderat data avseende pH i alven vilket innebär att pH i matjorden har varit nödvändigt att använda för denna beräkning.

Det bör också påpekas att enkelheten i sambanden mellan utlakningen av metaller och pH i matjorden inte kan representera den komplexitet i de processer som verkligen leder till utlakning av metaller från jordbruksmark. Ytterligare forskning och dataunderlag krävs för att kunna sätta upp modeller som speglar markens utlakning på en mer fysikalisk grund. Detta innebär att man utifrån modellen använd i detta projekt inte kan dra slutsatser om åtgärder som kan påverka utlakningen av metaller från

jordbruksmarken. Att beräkna bakgrundsnivåer är också i dagsläget mycket svårt och har inte genomförts i detta projekt.

För beräkningarna i denna sammanställning av metall utlakning från åkermark har därmed antagits att sambanden ovan fått gälla intervallet pH 5,5-7,0 och utlakning vid pH utanför detta intervall ansätts vara samma som vid pH 5,5 respektive 7,0.

Beräkningen av utlakningen från jordbruksmarken baseras på uppmätta data för pH i matjorden från miljöövervakningen avseende jordbruksmarkens tillstånd, grödans kvalitet i relation till markens tillstånd och odlingsåtgärder och driftsformer i de undersökta områdena. Resultat från första omdrevet 1994/1995 har publicerats i Naturvårdsverket, rapport 4778 (Eriksson, J., Andersson, A. & Andersson, R. 1997). Dessa data samt data från andra omdrevet, som fördelats ut på åren 2001, 2003 (med fortsättning år 2005 och 2007), har använts i denna beräkning av utlakningen från jordbruksmarken. I

heltäckande rasterkarta för all jordbruksmark. Interpolationen genomfördes som en avståndsviktad medelvärdesinterpolation. Fördelen med denna metod är att den tar hänsyn till lokala variationer.

Genom att använda ovan givna samband beräknades medelvärdet av halterna för Cu, Cd och Zn per rapporteringsområde från pH-rasterkartan. Halten multiplicerades sedan med avrinningen och areal jordbruksmark per rapporteringsområde.

Kadmiumbalansberäkningar har genomförts från officiell statistik på regional nivå för 1999. Tillförseln beräknas utifrån grödvis användning av mineral- och stallgödsel., kalkning, utsäde, deposition och slam samt respektive kadmiuminnehåll. Bortförseln beräknas utifrån skörd per gröda och kadmiuminnehåll.

Dessa beräkningar används för att jämföra med beräkningarna av utlakning av kadmium från jordbruksmarken. Balansberäkningarna beskrivs utförligt i appendix 3.

3.1.5.3. Dagvatten

Typhalter för olika urbana markanvändningsslag hämtades från SWECO:s databas ”StormTac”

(medianvärden). Utifrån uppgifter om markanvändningsfördelning inom tätorter från Ekstrand et al (2003) beräknades snitthalter av respektive metall i dagvattnet från tre olika storleksklasser av tätorter.

På samma sätt beräknades genomsnittliga avrinningskoefficienter utifrån avrinningskoefficienter per markanvändningsslag från Ekstrand et al (2003). Tätorternas storlek hämtades från GSD

Översiktskartan och tätorternas yta per rapporteringsområde hämtades från TRK:s

markanvändningsdata. De genomsnittliga typhalternaoch avrinningskoefficienterna per tätortsklass multiplicerades därefter med ytan av respektive tätortsklass per rapporteringsområde samt med nederbörden per rapporteringsområde för att erhålla belastningsmängden av respektive metall från dagvatten.

3.1.5.4. Vägmark

Vägverket har levererat GIS-skikt som innehåller alla statliga vägar med vägbredd och ÅDT (årsdygnstrafik). Dessa data har kopplats till rapporteringsområden.

Typhalter för dagvatten med avseende på vägmark för tre olika ÅDT finns redovisat i SWECO:s databas ”StormTac”. Vägsträckorna från Vägverket avseende ÅDT delades upp i tre kategorier för att kunna kopplas till typhalterna.

Total metallmängd från dagvatten tillförsel beräknades genom att multiplicera respektive typhalt med nederbörd, avrinningskoefficienten 0,85 (Ekstrand et al, 2003) samt vägmarkens yta för varje

vägsträcka och därefter summera på rapporteringsområden.

3.1.5.5. Deposition

Dataunderlag för att beräkna deposition av metallerna på öppen sjöyta är depositionsnätvärket bestående av fyra mätstationer med regional fördelning i nord-sydlig och öst-västlig riktning samt stationsnätverket med mätningar av metall upptag i husmossa och väggmossa. Utöver detta baseras beräkningarna av deposition på sjöar på nederbörden.

Varje station med deposition kopplades till de tre närmaste mosspunkterna och data för mossans innehåll av metall lagrades tillsammans med data om den närmaste depositions-stationens värde och nederbörd. Medelvärdet och totala mängden deposition beräknades med hjälp av nederbörden för varje station. Genom att göra detta blev det mer riktigt att jämföra dem med mossdatan eftersom även den är beroende av nederbördsmängden (ug/g(torrmossa). Kvoten mellan mossans data och

depositionstationens data användes för att med hjälp av mossan som variationsunderlag, beräkna mängden metaller i sverige. Detta interpolerades sedan med en avståndsviktad

medelvärdesinterpolation med tanke på att de lokala variationerna skulle få genomslag och att interpolationen gjordes på de 8 närmaste punkterna och pixelstorleken sattes till 5 km. För Cd var täckningsgraden av mossdata lägre, särskilt i Östergötland.

Resultatet av depositionssammanställningen visas i Figur 1-4.

Figur 1 och 2. Kvicksilver och Zink deposition i mikrogram/m2. Baseras för zink på fyra

depositionsmätstationer och en interpolation med nätverket av mätningar av upptag i husmossa och takmossa. Kvicksilver har endast interpolerats med hjälp av nederbörden.

Figur 3 och 4. Kadmium och koppar deposition i mikrogram/m2. Baseras på fyra

depositionsmätstationer och en interpolation med nätverket av mätningar av upptag i husmossa och takmossa.