Lisa Strömner - Civilingenjörsprogrammet i miljö

UPTEC W11 003
Examensarbete 30 hp
Mars 2011
Vattenkvalitet och risker vid
ändrat intag för vattenförsörjning
i Västerås
Implications for water quality in relocating
the drinking water intake point for Västerås
Lisa Strömner
REFERAT
Vattenkvalitet och risker vid ändrat intag för vattenförsörjning i Västerås
Lisa Strömner
Vatten är vårt viktigaste livsmedel och en förutsättning för allt liv. I de fall där råvatten för
beredning av dricksvatten tas från ytvatten är det ytterst viktigt att säkerställa en bra
vattenkvalitet, lämpat för dricksvattenberedning.
Västerås stad tar idag sitt råvatten från Västeråsfjärden, i Mälarens västra delar, 3 km från
Västerås stad. I staden finns bl.a. småbåtshamnar, oljehamn, avloppsreningsverk, Svartåns
utlopp, nödbräddavlopp, avloppspumpstationer och dagvattenutsläpp. Dessa aktiviteter
påverkar vattenkvaliteten i fjärden negativt och därför har Mälarenergi AB valt att undersöka
möjligheterna att flytta intaget till Granfjärden, 10 km öster om Västeråsfjärden. Där skulle
råvattenintaget inte vara lika utsatt för samhällets direkt negativa vattenpåverkan. Intaget kan
läggas på ett större djup och där kan vattenkvaliteten vara bättre och mindre riskutsatt.
I detta examensarbete har vattenkvaliteten och föroreningsriskerna jämförts mellan fjärdarna.
Analysresultat från provtagningar i Granfjärden jämfördes med prover från Västeråsfjärden.
Riskerna behandlades i två delar. I den första delen identifierades föroreningsrisker genom att
sammanställa material från tidigare projekt samt genom att studera kartor. I den andra delen
togs olycksscenarion inom sjöfarten fram. SMHI simulerade dessa scenarion och en
bedömning gjordes sedan över hur riskutsatta de båda råvattenintagen är.
Trots det stora avståndet från Västerås stad till Granfjärden var skillnaden i vattenkvalitet
mellan fjärdarna förvånansvärt liten, men skillnader påvisades för några av de analyserade
parametrarna. Granfjärdens bottenvatten hade signifikant lägre halter organiskt material, lägre
färgtal och lägre temperatur än det nuvarande råvattenintaget. Däremot förekom lägre
syrgashalter i slutet av sommaren än vid råvattenintaget i Västeråsfjärden. Om problem skulle
uppstå i dricksvattenberedningen till följd av låga syrgashalter finns möjlighet att byta till ett
grundare intag vid samma punkt. Det grundare intaget är dock mer utsatt för risker än det
djupare.
Samtliga utsläpp från de simulerade olyckorna späddes ut minst 1000 gånger innan de spred
sig till råvattenintagen. Båda råvattenintagen är som mest utsatta vid sydvästlig och västlig
vind. I Västeråsfjärden ger dessa vindriktningar en medurs strömningsbild i fjärden, vilket
innebär att föroreningsutsläpp från staden förs mot råvattenintaget. De största riskerna för
råvattenintaget i Granfjärden är utsläpp i farleden och den mikrobiologiska belastningen från
enskilda avlopp och djurhållning. I Västeråsfjärden är den största riskfaktorn utsläpp från
stadens aktiviteter och verksamheter längs den östra stranden.
Nyckelord: dricksvatten, råvattenkvalitet, riskjämförelse, vattenberedning, vattenskyddsområde, Mälaren
Institutionen för geovetenskaper, Luft-, vatten- och landskapslära. Uppsala Universitet.
Geocentrum, Villavägen 16, SE-752 36 UPPSALA
ISSN 1401-5765
i
ABSTRACT
Implications for water quality in relocating the drinking water intake point for
Västerås.
Lisa Strömner
Water is the most essential resource for life. In cases where drinking water is processed from
surface water it is important to ensure the raw water is of good quality, and is suitable for
processing through the water treatment plant.
The drinking water for Västerås is sourced from Västeråsfjärden, in the western side of Lake
Mälaren. The city itself is home to marinas, ports, a wastewater treatment plant, the Svartån
outlet, sewage pumping stations and stormwater outlets. Because of the negative effects these
activities have on surface water quality, Mälarenergi AB is interested in relocating the raw
water intake point to Granfjärden, 10 km east of Västeråsfjärden. At Granfjärden the intake
point would be less exposed to the activities in Västerås, and could be placed at a greater
depth, resulting in better water quality.
In this Master’s thesis the water quality and the pollution risks at Västeråsfjärden and
Granfjärden sites are compared. Existing water quality data were compared, and pollution
risks were investigated in two ways. Firstly potential risks in the catchment area were
identified through compiling previously reported information and map analysis. Secondly,
possible accident scenarios from shipping were identified. Following this, SMHI simulated
the accident scenarios and their estimated effects on the two sites were then assessed.
This research shows that the water quality difference between sites is small but key
differences exist in the levels of organic matter, color, transparency and temperature, making
the Granfjärden location preferable. Potential problems associated with the low oxygen levels
found during the end of summer at Granfjärden may be addressed by temporarily raising the
intake point. It should be noted however that this temporary solution may increase the
exposure to pollution.
In conclusion, accident scenario simulations showed the potential concentration of pollutants
at both sites is low, with effluents diluted at least 1000 times. Prevailing southwesterly and
westerly winds occuring at both intake points generate a clockwise circulation in
Västeråsfjärden. This causes all effluents from urban activities to reach that intake point,
which is the most notable risk associated with this site. In contrast, the two largest risks for
the Granfjärden site are shipping effluents and the microbiological load from individual
sewage treatment systems and animal waste.
Keywords: drinking water, raw water quality, risk-comparison, water treatment, water safety
plans, Mälaren
Department of Earth Sciences, Air, Water and Landscape Science, Uppsala
University,Villavägen 16, SE-752 36 UPPSALA
ISSN 1401-5765
ii
FÖRORD
Detta examensarbete har utförts inom civilingenjörsutbildningen i miljö- och vattenteknik vid
Uppsala universitet. Examensarbetet har pågått under 20 veckor, vilket motsvarar 30 hp.
Projektet har utförts på uppdrag av Mälarenergi AB i Västerås under handledning av Göran
Vikergård, avdelningschef på vattenverket, Mälarenergi AB. Ämnesgranskningen är utförd av
Andreas Bryhn, vid Institutionen för geovetenskaper vid uppsala Universitet.
Jag vill först och främst tacka Mälarenergi som har erbjudit detta projekt. Stort tack till Göran
Vikergård och ”gubbarna” på vattenverket för att ni har svarat på frågor, ställt upp med skjuts
och trevliga fikaraster. Tack alla ni på Mälarenergi som på olika sätt bidragit med era
erfarenheter och kunskaper till projektet. Jag vill även tacka Walter Gyllenram på SMHI som
utförde simuleringen av olycksscenarion och svarade på de frågor som dök upp under arbetets
gång. Ett särskilt tack förtjänar Ulf Eriksson på Ramböll som granskade rapporten och gav
givande synpunkter under arbetets gång. Tack Andreas Bryhn för granskning av arbetet.
Andra som har hjälp mig är Henrik Jacobsson (forskare), Helmer Thiede (driftchef
Mälarhamnar) och Ann Norberg (Västerås Miljö- och Hälsoskyddsförvaltning), tack.
Tack till Mälarens vattenvårdsförbund och SMHI för tillstånd att publicera figurer i detta
arbete och tack SLU för tillstånd att använda analysresultat från Granfjärden och
Västeråsfjärden.
Ett sista tack till min David, min familj och mina vänner. Tack för att ni lyssnar, peppar och
förgyller mina dagar.
Lisa Strömner
Uppsala, 2011
Copyright © Lisa Strömner och Institutionen för geovetenskaper, Luft-, vatten- och
landskapslära, Uppsala Universitet
UPTEC W 11 003, ISSN 1401-5765
Tryckt hos Institutionen för geovetenskaper, Geotryckeriet, Uppsala Universitet, Uppsala
2011
iii
Populärvetenskaplig sammanfattning
Vattenkvalitet och risker vid ändrat intag för vattenförsörjning i Västerås
Lisa Strömner
Västerås får idag sitt dricksvatten från Västeråsfjärden, i västra delen av Mälaren. För att
dricksvattnet i hushållen skall hålla en god kvalitet krävs även en god kvalitet på vattnet som
tas in från Mälaren, råvattnet. Råvatten är det vatten som efter behandling pumpas ut till
samhället som dricksvatten. En god råvattenkvalitet är en förutsättning för att en enkel och
effektiv beredning skall vara möjlig i vattenverket samt för att dricksvattnet ska hålla en jämn
och bra kvalitet. När råvattnet tas från ett ytvatten, t.ex. en sjö eller en å, har verksamheter och
aktiviteter i närheten av råvattenintaget stor påverkan på vattenkvaliteten. I Västerås är
råvattenintaget placerat 3 km från staden, norr om Björnö. I staden finns flera verksamheter
och aktiviteter som kan påverka vattnet i Västeråsfjärden negativt. Exempel på sådana
aktiviteter är avloppsreningsverkets och Svartåns utlopp, verksamheter i hamnen med lastning
och lossning av oljeprodukter, farleden där risk finns för olyckor och utsläpp av dagvatten
från stadens hårdgjorda ytor.
Mälarenergi önskar att utreda förutsättningarna för att byta råvattenintag till Granfjärden, 10
km öster om dagens intag. Granfjärden ligger långt från stadens påverkan och vid ett område
där industriella verksamheter saknas. Examensarbetet syftade till att jämföra en vald plats i
Granfjärden med dagens råvattenintag i Västeråsfjärden. Jämförelsen gjordes både med
avseende på vattenkvalitet och potentiella föroreningsrisker.
I Granfjärden hade prover tagits och analyserats under ett år. Dessa jämfördes med analyser
från dagens råvattenintag i Västeråsfjärden. När data saknades användes analysresultat från
SLU:s övervakningsprogram i Mälaren. Resultaten visade att vattenkvaliteten i Granfjärden
var något bättre än i Västeråsfjärden, men skillnaden var förvånansvärt liten med tanke på det
större avståndet till Västerås. Halten organiskt material var lite lägre både vid SLU:s
mätstationer och för proverna tagna av Mälarenergi i Granfjärden. Färgtalet och siktdjupet är
två parametrar som är starkt kopplade till den organiska halten. Färgtalet avser hur färgat
(brunt) vattnet är och siktdjupet beskriver hur djupt ljuset når i vattenvolymen. Även dessa
parametrar visar på bättre värden i Granfjärden än i Västeråsfjärden. En lägre halt av
organiskt material kräver en lägre dos kemikalier i vattenverket och minskar risken för tillväxt
av mikroorganismer i ledningar.
Botten i Granfjärden håller, på grund av ett större djup, dessutom en lägre temperatur under
sommaren. Idag är temperaturen i utgående dricksvatten för hög under vissa perioder på
grund av höga temperaturer i ytvattnet sommartid. Ett råvattenintag i Granfjärden kan minska
risken för att detta skall ske. En nackdel är dock de låga syrgashalterna som uppmättes i slutet
av sommaren. Låga syrgashalter kan frisätta järn och mangan, vilka är oönskade i
dricksvattnet och kan vara svåra att skilja bort i vattenverket. För att komma runt problemen
med låga syrgashalter kan råvattnet tas in vid ett ytligare intag. Det skall dock påpekas att ett
ytligare intag är mer utsatt för föroreningsrisker.
iv
I examensarbetet ingick även att identifiera föroreningsrisker till de båda intagspunkterna.
Detta gjordes i två delar. I den ena delen identifierades möjliga olycksscenarion inom
sjöfarten, oljehamnen och Svartån. Samtliga olyckor innebar utsläpp av föroreningar till
ytvattnet. För att undersöka spridning och utspädning av dessa utsläpp anlitades SMHI.
Olycksutsläppen simulerades och sedan gjordes en bedömning över i vilken omfattning de
båda intagspunkterna påverkades. I den andra delen identifierades möjliga föroreningskällor i
de båda intagspunkternas närhet. Information hämtades från tidigare projekt samt genom att
studera kartor. Kartorna gav bl.a. information om markanvändning, förorenade områden,
enskilda avlopp och vattendrag i Granfjärden.
Resultatet av riskdelen av examensarbetet visade att utsläppen från de valda olyckorna
späddes ut minst 1000 gånger innan de hade spridit sig till råvattenintagen. Både Granfjärden
och Västeråsfjärden påverkas mest vid sydvästliga och västliga vindar, vilka är de vanligast
förekommande. I Västeråsfjärden ger dessa en medurs cirkulation, vilket innebär att utsläpp
från stadens aktiviteter transporteras med ytvattnet till råvattenintaget. Den största risken för
råvattenintaget i Västeråsfjärden bedöms därför vara föroreningsutsläpp längs stadens strand
vid sydvästlig och västlig vind.
Det finns inga industriella verksamheter i Granfjärden motsvarande de i Västeråsfjärden.
Området kring Granfjärden består till största del av små bostadsområden, skog och
jordbruksmark. De största riskerna i Granfjärden bedöms komma från olyckor i farleden eller
den mikrobiologiska belastningen från enskilda avlopp och djurhållning i närområdet. Hur
stor denna belastning är skall undersökas under våren 2011.
Sammanfattningsvis kan ett nytt intag i Granfjärden vara något bättre både med avseende på
vattenkvalitet och föroreningsrisker. Dock är skillnaderna små. Fler undersökningar bör göras
på vattenkemin i Granfjärden innan beslut tas av Mälarenergi.
v
INNEHÅLLSFÖRTECKNING
1 INLEDNING ....................................................................................................................... 1
2
3
1.1
SYFTE ......................................................................................................................... 2
1.2
AVGRÄNSNINGAR ................................................................................................... 2
1.3
TIDIGARE STUDIER ................................................................................................. 3
METOD ............................................................................................................................... 4
2.1
INSAMLING OCH BEARBETNING AV DATA...................................................... 4
2.2
PROVTAGNING AV JÄRN OCH MANGAN .......................................................... 7
2.3
RISKER ....................................................................................................................... 7
BAKGRUND ...................................................................................................................... 8
3.1
OMRÅDESBESKRIVNING ....................................................................................... 8
3.2
VATTENKEMIPARAMETRAR ................................................................................ 9
3.2.1
Vattentemperatur ................................................................................................ 10
3.2.2
Syrgashalt och syremättnad ................................................................................ 10
3.2.3
Järn...................................................................................................................... 11
3.2.4
Mangan ............................................................................................................... 11
3.2.5
pH ....................................................................................................................... 11
3.2.6
Alkalinitet ........................................................................................................... 12
3.2.7
Konduktivitet ...................................................................................................... 12
3.2.8
Organiskt material (CODMn, TOC)..................................................................... 12
3.2.9
Turbiditet ............................................................................................................ 13
3.2.10
Färgtal ................................................................................................................. 13
3.2.11
Absorbans ........................................................................................................... 13
3.2.12
Siktdjup ............................................................................................................... 14
3.2.13
Kalcium .............................................................................................................. 14
3.3
VÄSTERÅS DRICKSVATTENFÖRSÖRJNING .................................................... 14
3.4
PLANERAT RÅVATTENINTAG I GRANFJÄRDEN ........................................... 16
3.5
VATTENSKYDDSOMRÅDE .................................................................................. 17
3.6
POTENTIELLA FÖRORENINGSRISKER ............................................................. 20
3.6.1
Västeråsfjärden ................................................................................................... 20
3.6.2
Granfjärden ......................................................................................................... 23
3.7
SJÖFART PÅ MÄLAREN ........................................................................................ 28
3.8
IDENTIFIERING AV MÖJLIGA OLYCKSSCENARION ..................................... 29
3.8.1
Olycka Sandskär ................................................................................................. 29
vi
3.8.2
Tågolycka Svartån .............................................................................................. 29
3.8.3
Olycka oljehamnen ............................................................................................. 30
3.8.4
Olycka Lilla Aggarö ........................................................................................... 30
3.8.5
Olycka Granfjärdsklack ...................................................................................... 30
3.9
MIKROBIOLOGISKA RISKER............................................................................... 31
3.10 DRICKSVATTEN I FRAMTIDEN .......................................................................... 33
4
SMHI:S SIMULERING AV OLYCKSSCENARION ..................................................... 35
4.1
5
RESULTAT ...................................................................................................................... 48
5.1
6
7
8
Analys av SMHI:s modellsimuleringar ..................................................................... 37
VATTENKEMI ......................................................................................................... 48
5.1.1
Vattentemperatur ................................................................................................ 48
5.1.2
Syrgashalt ........................................................................................................... 51
5.1.3
Järn och mangan ................................................................................................. 53
5.1.4
pH ....................................................................................................................... 55
5.1.5
Alkalinitet ........................................................................................................... 55
5.1.6
Konduktivitet ...................................................................................................... 56
5.1.7
Organiskt material .............................................................................................. 57
5.1.8
Turbiditet ............................................................................................................ 58
5.1.9
Färgtal och absorbans ......................................................................................... 59
5.1.10
Siktdjup ............................................................................................................... 60
5.1.11
Kalcium .............................................................................................................. 61
DISKUSSION ................................................................................................................... 62
6.1
VATTENKEMI ......................................................................................................... 62
6.2
RISKER ..................................................................................................................... 64
6.2.1
Västeråsfjärden ................................................................................................... 64
6.2.2
Granfjärden ......................................................................................................... 65
SLUTSATSER .................................................................................................................. 66
7.1
VATTENKEMI ......................................................................................................... 66
7.2
RISKER ..................................................................................................................... 66
REFERENSER .................................................................................................................. 68
8.1
TRYCKTA ................................................................................................................. 68
8.2
MUNTLIGA .............................................................................................................. 71
BILAGA A ................................................................................................................................ A
vii
BILAGA B ................................................................................................................................ B
viii
1 INLEDNING
Vatten är vårt viktigaste livsmedel och en förutsättning för allt liv. Därför är det viktigt att
skydda sjöar och vattendrag mot aktiviteter och verksamheter som kan påverka
vattenkvaliteten negativt. Inom EU ställs stora krav på skydd av vattenområden som används
till dricksvatten och fokus ligger på att säkra de tillgångar som finns i flera generationer
framöver. I Sverige finns det gott om vatten som håller bra kvalitet för dricksvattenberedning.
Det är viktigt att skydda dessa vatten mot alla potentiella föroreningskällor som finns i
avrinningsområdet (Svenskt vatten, 2007).
Mälaren försörjer nästan två miljoner människor med dricksvatten och är därmed Sveriges
viktigaste ytvattentäkt (Stockholm stad, 2010). Det är av stor betydelse att Mälarens vatten
håller en bra kvalitet för att säkra dricksvattentillgångarna på lång sikt (Norrvatten, 2010).
Trendanalyser visar att grumligheten och vattenfärgen ökar i samtliga delar av Mälaren vilket
är ett resultat av en ökad nederbörd. Ett grumligt vatten med mycket färg kräver större mängd
kemikalier i dricksvattenberedningen och ökar risken för mikrobiologisk tillväxt i ledningar
(Wallin & Weyhenmeyer, 2001).
Samtidigt som Mälaren används som dricksvattentäkt är den viktig för sjöfart,
hamnverksamhet, jordbruk, bad och båtliv, fiske, skogsbruk, friluftsliv och rekreation
(Mälarens vattenvårdsförbund, 2008). Sjöfarten har varit och är mycket viktig för industri och
näringsliv i Mälardalen. Dagligen färdas flera fartyg på farleden från Södertälje till Västerås
eller Köpings hamn (MariTerm AB, 2002). Fartygstrafiken är betydelsefull för näringslivet
också i framtiden, men utgör en stor risk för Mälarens vattenkvalitet. Framförallt finns en risk
för att fartygsolyckor ger stora utsläpp av föroreningar (Jacobsson, 2006a).
Västerås är en av kommunerna som använder Mälaren som dricksvattentäkt. Under år 2010
försåg Hässlö vattenverk cirka 126 000 personer med dricksvatten (Björklund, personlig
kontakt, 2010). Dagens råvattenintag ligger på 6 meters djup i Västeråsfjärden, nordväst om
Björnö (figur 1). Västeråsfjärden är en relativt grund fjärd med stora områden där djupet är
mindre än 3 meter (Karlsson, 2009). Längst in i fjärden ligger staden Västerås med bl.a.
småbåtshamnar, oljehamn, avloppsreningsverk, Svartåns utlopp, nödbräddavlopp,
avloppspumpstationer och dagvattenutsläpp.
En del av stadens aktiviteter påverkar vattenkvaliteten i fjärden negativt och därför har
Mälarenergi valt att undersöka möjligheterna att flytta vattenintaget till Granfjärden (figur 1).
Granfjärden är belägen ca 10 kilometer öster om Västeråsfjärden och är inte lika utsatt för
samhällets direkt negativa vattenpåverkan. Intaget i Granfjärden kan läggas på ett större djup
än i Västeråsfjärden och där skulle vattenkvaliteten kunna vara bättre och mindre riskutsatt.
Prover har tagits i Granfjärden under ett års tid, augusti 2009–augusti 2010, och analyserats
med avseende på relevanta parametrar för dricksvattenberedning.
1
Figur 1 Dagens råvattenintag i Västeråsfjärden och det undersökta intaget i Granfjärden (©
Lantmäteriet Gävle 2010. Medgivande | 2010/0055).
I detta arbete har vattenkvaliteten och föroreningsriskerna jämförts mellan Västeråsfjärden
och Granfjärden. Dessutom har en simulering utförts av SMHI (Sveriges meteorologiska och
hydrologiska institut) för att beskriva hur ett antal tänkta utsläpp från olyckor i farleden,
hamnen och i Svartån sprider sig i fjärdarna och i vilken omfattning utspädning sker innan de
når råvattenintagen.
1.1 SYFTE
Syftet med examensarbetet är att jämföra vattenkvaliteten och riskerna vid nuvarande
råvattenintag i Västeråsfjärden med ett alternativt intagsläge i Granfjärden. Riskerna som
skall undersökas i arbetet är dels potentiella risker i närheten av råvattenintagen samt hur
utsläpp från olyckor i farleden, oljehamnen och Svartån sprids och späs ut. Rapporten
kommer vara underlag när Mälarenergi skall fatta beslut om ett eventuellt nytt råvattenintag.
1.2 AVGRÄNSNINGAR
I arbetet ingår inte att lokalisera var intaget placeras bäst, utan endast att beskriva om intaget
vid Granfjärden lämpar sig bättre än intaget i Västeråsfjärden. Punkten i Granfjärden är vald
utifrån tidigare undersökningar som bäst lämpad för ett nytt intag. I undersökningen togs då
hänsyn till djup, farledens sträckning och avstånd till vattenverket.
I provtagningarna på Granfjärden har ett begränsat antal parametrar analyserats. Det finns
ingen möjlighet att undersöka skillnader i mikrobiologi, fosfor- och kväveföreningar,
bekämpningsmedel m.m. med de befintliga analysresultaten. Det finns dessutom endast data
tillgängliga från fyra provtillfällen på råvattnet i Västeråsfjärden under samma tidsperiod som
provtagningen i Granfjärden. Bedömningar i detta arbete är gjorda efter de data som finns
tillgängliga.
2
I SMHI:s simulering har endast några fåtal scenarion tagits med. I simuleringen tas inte
hänsyn till påverkan från fritidsbåtar, dagvattenutsläpp, Svartåns utlopp, nödbräddavlopp eller
avloppsreningsverket. Simuleringarna har enbart gjorts för vattenlösliga ämnen då dessa utgör
störst risk att förorena råvattnet. Det har lagts större vikt vid utsläpp med högre densitet än
vatten då risken är större att de når intaget snabbare än ett utsläpp med lägre densitet.
Spridningen av ett orimligt stort utsläpp av ett ämne med lägre densitet än vatten vid Lilla
Aggarö och vid Sandskär har undersökts för att få en bild av hur ett sådant ämne sprids. Det
har dock inte beräknats hur stora dessa utsläpp skulle kunna vara vid ett realistiskt scenario.
1.3 TIDIGARE STUDIER
Det har tidigare genomförts tre projekt inom Mälarenergi som behandlar strömförhållanden i
Västeråsfjärden. Det första gjordes av VBB Ingenjörer 1982 och är en recipientundersökning
av Västeråsfjärden. Spridningen av bakterier och föroreningar undersöktes genom att tillsätta
ett spårämne och sedan göra mätningar i fjärden. Projektet gjordes för att det under några
tillfällen hade uppmätts höga bakteriehalter i fjärden. Enligt mätningarna var vinddrivna
strömmar dominerande i fjärden. Västliga vindar gav upphov till medurs vattenströmmar
medan östliga vindar drev vattnet moturs i fjärden. När fjärden var oskiktad och vinden drev
på från väst skedde en direkttransport av avloppsvatten från reningsverket till råvattenintaget.
Uppehållstiden beräknades till 1-3 dygn och utspädningsfaktorn 100-300. Vid en medurs
cirkulation är motsvarande uppehållstid 3-6 dygn. Vintertid när fjärden är islagd är
bakteriehalterna som högst i djupvattnet. Starka västvindar i kombination med långsam
bakteriell avdödning och risk för nödbräddningar på grund av extrem nederbörd gör att
belastningen är högst under senhösten (Göransson & Isgård, 1982).
Den andra rapporten, Västeråsfjärden- Utredning av strömmar och vattenkvalitet, är utförd av
det danska forskningsinstitutet DHI, under 2009. Där simuleras den bakteriella påverkan på
badplatser och råvattenintaget från dagvattenutsläpp, Svartåns och avloppsreningsverkets
utlopp. En strömningsmodell har upprättats för Västeråsfjärden, där hänsyn tas till djup,
vattentemperatur och densitet, vind, vattenstånd, tillflöden och utsläpp från land, värmeutbyte
med atmosfären, turbulens och corioliskraft. Varje utsläpp har en egen märkning för att kunna
spåra vilken föroreningskälla som förorenar respektive badplats. Enligt studien är de största
bakteriella föroreningskällorna på råvattenintaget avloppsreningsverkets utlopp och
dagvattenutsläpp vid Framnäs (Karlsson, 2009). Denna studie har använts för att bedöma
bakteriebelastningen på dagens råvattenintag.
Den tredje rapporten, Spridning av kylvatten i Västeråsfjärden, är utförd av SMHI 2010.
Syftet med rapporten var att undersöka hur temperaturen av ett kylvattenutsläpp påverkar
temperaturen i fjärden. En modell sattes upp och sommar- och vinterscenarion med olika
vindriktningar simulerades (Edman & Gyllenram, 2010). För detta examensarbete har SMHI
anlitats för att simulera hur utsläpp från olyckor i fjärdarna påverkar råvattenintagen. Samma
modell användes som i det tidigare projektet men med nya årstidsförhållanden och en
expandering av beräkningsnätet.
3
2 METOD
Examensarbetet är uppdelat i två delar. Den ena delen jämför vattenkvaliteten i Granfjärden
och Västeråsfjärden och den andra delen handlar om att identifiera risker och undersöka hur
olika utsläpp till följd av olyckstillbud sprider sig i Mälaren. Vattenkvaliteten har undersökts
och jämförts efter prover tagna av Mälarenergi och SLU (Sveriges Lantbruksuniversitet) vid
de båda fjärdarna. I riskdelen har dels undersökningar gjorts över vad det finns för potentiella
föroreningsrisker i respektive fjärd, dels har möjliga olycksscenarion som kan påverka
råvattenintagen identifierats. Olycksscenarion, med mängd, typ av ämne och tid för utsläpp,
har sedan beskrivits för SMHI som har simulerat dessa i en, från ett tidigare samarbete
(Edman & Gyllenram, 2010), uppsatt modell över Västeråsfjärden och Granfjärden. I
simuleringen framkommer hur utsläppen från olyckorna sprids och späds i fjärdarna.
Litteraturstudier har gjorts för att få kunskap om analyserade parametrar, Mälaren,
dricksvattenberedning, fartygstrafik, hamnverksamhet, släckvatten, mikrobiologiska risker,
vattenskyddsområde och troliga effekter på vattenkvalitet vid klimatförändringar.
2.1 INSAMLING OCH BEARBETNING AV DATA
Analysresultat som används i detta examensarbete är hämtade från olika projekt som gjorts i
Västeråsfjärden och Granfjärden och från provtagningar utförda inför detta projekt. De
analysresultat som använts till denna rapport beskrivs nedan. Förklaringar över de parametrar
som nämns i detta avsnitt finns beskrivna i avsnitt 3.2.
Granfjärden
Prover har tagits inför detta projekt i Granfjärden av ALcontrol Laboratories AB i Linköping.
ALcontrol Laboratories är ackrediterat enligt SWEDAC vilket säkerställer analyser av hög
kvalitet (Swedac, 2010). Prover har tagits varannan vecka på varannan meter, från ytan till
botten, under ett års tid. Vid samtliga provtagningar har proverna analyserats med avseende
på temperatur, syrgashalt, syremättnad, järn och mangan. För varannan provtagning har
analyserna för ytan och botten utökats med pH, konduktivitet, alkalinitet, turbiditet, färg,
kemisk syreförbrukning (CODMn) och kalcium. En sammanställning av samtliga
provtagningsparametrar redovisas i tabell 1. Vid varje provtagningstillfälle har vindriktning,
vindhastighet, sjögång, siktdjup och molnighet noterats.
Västeråsfjärdens råvattenintag
På råvattnet tas ett större prov ut av Mälarenergi fyra gånger per år. Provet analyseras hos
ALcontrol Laboratories i Linköping med avseende på turbiditet, lukt, färg, konduktivitet, pH,
alkalinitet, kemisk syreförbrukning (CODMn), kväveföreningar, fluorid, klorid, sulfat,
metaller, hårdhet och bekämpningsmedel (tabell 1). De fyra proverna är fördelade över året
för att få en bild över säsongsvariationer (Mälarenergi, 2010b).
Utöver de fyra prov som tas på råvattnet mäts också vattentemperatur, turbiditet och pH
kontinuerligt på inkommande vatten.
Västeråsfjärden N och Granfjärden Djurgårds Udde
SLU har ett miljöövervakningsprogram för Mälaren där flera provtagningsplatser ingår,
utspridda över hela sjön. Prover har tagits sedan 1967 och analyser har gjorts för ett 20-tal
4
parametrar. En sådan provtagningsplats finns i Granfjärden vid Djurgårds udde och en annan i
norra delen av Västeråsfjärden (figur 2). Dessa data hämtades från SLU:s vattendatabank
(SLU, 2010b) i september 2010 och har använts som komplement till de prov som tagits vid
den planerade intagspunkten i Granfjärden och i Västeråsfjärdens råvatten de senaste åren.
Analysresultaten har dessutom använts för att få en bild över långsiktiga trender i de båda
fjärdarna.
Figur 2 SLU:s mätstationer Västeråsfjärden N och Granfjärden Djurgårds Udde
(© Lantmäteriet Gävle 2010. Medgivande | 2010/0055).
Västra Holmen och Fulleröfjärden
Varje år gör Mälarenergi AB, tillsammans med fem andra företag verksamma i området, en
recipientkontroll över Västeråsfjärden och Svartån. I arbetet med recipientkontrollen tas
prover varannan vecka och fjärdens tillstånd bedöms efter Naturvårdsverkets riktlinjer för
bedömning av sjöar och vattendrag (Naturvårdsverket, 1999). Data från Västra Holmen och
Fulleröfjärden har använts när uppgifter från råvattenintaget i Västeråsfjärden saknats (figur
3).
5
Figur 3 Mätstationer i recipientkontrollen, Västra Holmen och Fulleröfjärden
(© Lantmäteriet Gävle 2010. Medgivande | 2010/0055).
Provtagningsparametrar analyserade för de olika mätstationerna sammanfattas i tabell 1.
Tabell 1 Analyser gjorda vid de olika mätstationerna
Parameter
Enhet
Provtagningspunkt
Granfjärden
intag
Västeråsfjärden
intag
Granfjärden
Djurgårds
Udde
Västeråsfjärden
N
Västeråsfjärden
recipientkontrollen
Västeråsfjärden
drift
X
X
X
X
X
Temperatur
°C
X
Syrgashalt
mg/l
X
X
X
X
%
X
X
X
X
Järn
mg/l
X
Mangan
mg/l
Syremättnad
Konduktivitet
Organiskt
material
COD
TOC
Turbiditet
Absorbans/Färg
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
mg/l
X
X
X
X
X
mS/m
X
X
X
X
X
mg/l
X
X
X
X
X
X
X
405 nm
405 nm
420 nm
420 nm
420 nm
X
X
X
pH
Alkalinitet
X
mg/l
FNU
mg/l Pt
Siktdjup
m
X
X
Kalcium
mg/l
X
X
X
X
X
455 nm
X
Data från de olika provtagningarna har kontrollerats och behandlats och sedan sammanställts i
grafer för att dra slutsatser om trender och skillnader mellan de olika platserna. För att avgöra
om det fanns några signifikanta skillnader mellan fjärdarna har ett t-test gjorts för flertalet av
parametrarna. T-testet gjordes, enligt anvisningar i Håkanson (1999), vid ett
konfidensintervall på 95 %.
6
2.2 PROVTAGNING AV JÄRN OCH MANGAN
För att undersöka om järn och mangan i Granfjärden är i en form som enkelt kan skiljas bort i
vattenverket togs prover på tre olika djup i Granfjärden, strax under ytan, vid 7 meter och vid
18 meter. Proverna togs i början av november när fjärden var oskiktad och vattentemperaturen
var 6,4 °C genom hela vattenpelaren. Provtagningsflaska med kork sänktes ned till önskat
djup och sedan drogs korken ur och flaskan fylldes med vatten. Detta gjordes likadant för
samtliga djup. Fram till analystillfället, en månad senare, förvarades proverna frysta i
glasflaskor.
För varje provtagningsdjup förbereddes två prover, ett filtrerat genom mikrofilter och det
andra obehandlat. Det filtrerade provet syresattes även med hjälp av en akvariepump för att
järn- och manganjonerna skulle bli olösliga. Behandlingen för det filtrerade provet motsvarar
den behandling råvattnet får i vattenverket. Det andra provet analyserades utan behandling.
Resultaten från de båda mätningarna jämfördes.
2.3 RISKER
I denna studie togs några möjliga olycksscenarion för fartygstrafik fram och med
utgångspunkt från dessa simulerades spridnings- och utspädningsförhållanden av SMHI. Vid
ett tidigare samarbete mellan SMHI och Mälarenergi (Edman & Gyllenram, 2010) sattes en
modell upp där vattenvolymen för hela Västeråsfjärden och nästan hela Granfjärden var
inkluderade. För att få en tillförlitlig simulering över spridning och utspädning av utsläpp från
bestämda olycksscenarion önskade därför Mälarenergi att anlita SMHI igen. För detta projekt
behövde endast ett litet område i Granfjärden läggas till i den befintliga modellen och nya
årstidsdata tas fram. I detta examensarbete ingick att identifiera och beskriva möjliga
olycksscenarion där utsläpp sker i fjärdarna. Scenariorna diskuterades fram i samråd med
Henrik Jacobsson (forskare Mälardalens högskola), Helmer Thiede (driftledare Mälarhamnar
AB), Göran Vikergård (avdelningschef vattenverket, Mälarenergi AB) och Walter Gyllenram
(SMHI). Olycksscenarion, med mängd, typ av ämne och tid för utsläpp beskrevs sedan för
SMHI som, efter Mälarenergis önskemål, simulerade dessa.
Resultaten från SMHI:s simulering presenteras på tre sätt, som tidsserier av koncentrationen
vid råvattenintagen, som spridnings- och utspädningsfigurer vid utsläppspunkterna och som
figurer över hur bottenströmmarna rör sig vid råvattenintagen för samtliga vindriktningar.
Samtliga bilder är framtagna av SMHI och hämtade från rapporten ”Spridning och utspädning
av utsläpp i Västeråsfjärden och Granfjärden” (Gyllenram & Hallberg, 2010).
I den andra delen av riskjämförelsen identifierades potentiella föroreningsrisker i Västeråsoch Granfjärden. För Västeråsfjärden hämtades mycket information från tidigare projekt där
riskerna identifierats och beskrivits. För Granfjärden har potentiella risker tagits fram genom
att bland annat studera kartor över verksamheter och markanvändning i närområdet.
7
3
BAKGRUND
3.1 OMRÅDESBESKRIVNING
Mälaren är Sveriges tredje största sjö och har ett avrinningsområde på cirka 22 600 km2,
vilket motsvarar 5 % av Sveriges totala yta. Avrinningsområdet består till 70 % av skogs- och
myrmarker, 20 % åker- och ängsmarker och 11 % av sjöar. Totalt är sex län och ca 50
kommuner belägna helt eller delvis inom avrinningsområdet. Sjön har ett medeldjup på 12,8
meter och ett maxdjup på 66 meter. En femtedel av sjön är grundare än 3 meter, vilket gör
Mälaren till en relativt grund sjö. Mälaren brukar delas in i sex olika bassänger (figur 4), vilka
är uppdelade efter naturliga avgränsningar vid öar och förträngningar i sjön. Vattnets
uppehållstid i bassängerna varierar mellan 0,05-1,8 år och avgörs av respektive bassängs
volym och tillrinning. Den teoretiska uppehållstiden för hela sjön är 2,8 år. Uppehållstiden
påverkar hur väl partiklar, ämnen och föroreningar avsätts i delbassängerna. En lång
uppehållstid ger mer tid för sedimentering och nedbrytning och resulterar därför i en bättre
vattenkvalitet.
Uppehållstider,
jordart,
markanvändning
och
verksamheter
i
avrinningsområdet är de viktigaste faktorerna som påverkar vattenkvaliteten i de olika
bassängerna. Variationen i vattenkvalitet är därför stor inom sjön (Sonesten m.fl., 2010).
Figur 4 Mälarens indelning i bassänger (Mälaren vattenvårdsförbund, 2000).
Innan 1100-talet var Mälaren en del av Östersjön, men genom landhöjningen har Mälaren
gradvis blivit en insjö. Vid utloppet i Norrström finns en naturlig tröskel som vid
landhöjningen successivt närmade sig vattenytan. Sedan 40-talet är Mälaren reglerad vid
Norrström, Söderström, Hammarby sluss i Stockholm och vid Slussen och Maren i Södertälje
(figur 5). Avtappningsregleringen av Mälaren är en viktig funktion för att bibehålla en god
dricksvattenkvalitet för de 2 miljoner människor som varje dag använder sig av Mälarens
vatten. Regleringen hindrar saltvatten från att tränga in i Mälaren samt gör att översvämningar
undviks. Vid en översvämning ökar risken för läckage av föroreningar från förorenad mark
och bräddningar av orenat avloppsvatten. Cirka 5 % av Mälarens medelflöde används som
dricksvatten och ungefär lika mycket släpps ut från kommunala avloppsreningsverk,
industrier och dagvatten (Stockholm stad, 2010).
8
Figur 5 Mälarens avrinningsområde och tappningsställen för reglering (Stockholm stad, 2010).
Under början av 1960-talet var Mälaren kraftigt övergödd och SLU påbörjade därför
kontinuerliga undersökningar av Mälarens vattenkvalitet. Sedan 1970-talet har flera åtgärder
genomförts för att minska belastningen av näringsämnen till sjön. De stora kommunala
avloppsreningsverken kompletterades med kemisk fällning av fosfor, renat vattnet från flera
avloppsreningsverk i östra Mälaren släpptes istället ut i Östersjön och krav ställdes på
jordbruket för att minska näringsläckaget. Idag är Mälaren fortfarande övergödd med kraftiga
algblomningar i de inre delarna och syrebrist på bottnarna sommartid (Mälarens
vattenvårdsförbund, 2000). De senaste åren har vattnet dessutom blivit grumligare och har en
starkare vattenfärg vilket kan förklaras genom en ökad nederbörd på grund av
klimatförändringar . Effekterna av detta syns i alla Mälarens bassänger. Ett grumligare och
mer färgat vatten försvårar dricksvattenberedningen och kräver större mängder kemikalier
(Wallin & Weyhenmeyer, 2001).
Mälaren är viktig, inte bara ur dricksvattensynpunkt, utan även för sjöfart, hamnverksamhet,
jordbruk, bad och båtliv, fiske, skogsbruk, friluftsliv och rekreation. Att värna om Mälarens
goda vattenkvalitet och eliminera de föroreningsrisker som finns anses vara av stor betydelse
för sjöns framtid (Mälarens vattenvårdsförbund, 2000).
3.2 VATTENKEMIPARAMETRAR
Hässlö vattenverk använder ytvatten från Västeråsfjärden i Mälaren vid beredning av
dricksvatten. Ytvattnets kvalitet kan ändras beroende på årstid, föroreningsbelastning,
verksamheter och aktiviteter i tillrinningsområdet. För att hålla en säker och stabil beredning
krävs kunskap om råvattnets kvalitet och variationer (Svenskt vatten, 2008). Prover har tagits
i Granfjärden från augusti 2009- augusti 2010 och analyserats med avseende på parametrar
relevanta för dricksvattenproduktion. Proverna har inte analyserats med avseende på
mikrobiologi, bekämpningsmedel eller kväve- och fosforföroreningar.
9
3.2.1 Vattentemperatur
Temperaturen i vattnet är en viktig parameter att undersöka då den är betydande för all
biologisk aktivitet. Tillväxt och nedbrytning av organiskt material samt mikrobiologisk
tillväxt ökar med ökad temperatur (Svenskt vatten, 2008). Om det utgående dricksvattnets
vattentemperatur är hög ökar den mikrobiologiska tillväxten och hastigheten för kemiska
reaktioner i distributionsnätet. Riktvärdet för temperaturen på utgående vatten är 12 °C och
gränsvärdet är 20 °C (Livsmedelsverket, 2006).
I Mälarens djupa fjärdar uppstår temperaturskiktningar sommartid (Sonesten m.fl., 2010). En
skiktbildning uppstår för att vattnets densitet ändras med temperaturen. Vattnet är som tyngst
vid 4 °C och sjunker då till botten. Under våren och sommaren värms vattnet upp och en
temperaturprofil bildas med kallt vatten vid botten och varmare vid ytan. När skiktet är bildat
skapas två vattenvolymer med olika fysikaliska egenskaper (ALcontrol Laboratories, 2010).
Den övre delen, epilimnion, påverkas av vind och omblandas lätt. Den undre delen,
hypolimnion, behålls relativt opåverkad under skiktningstiden. Gränsen mellan dessa två
vattenvolymer kallas språngskikt, termoklin (Wetzel, 2001).
I Västerås infiltreras vattnet i Badelundaåsen vid Hässlö samt vid Fågelbacken. Åsen jämnar
ut vattentemperaturen under året. Vintertid värms vattnet medan under sommaren bidrar åsen
med en kylning (Mälarenergi, 2010b). Riktvärdet för temperaturen på utgående vatten
överskrids sommartid både vid Hässlö vattenverk och vid Fågelbackens vattenverk.
Fågelbackens vatten håller generellt en högre temperatur än Hässlös. Gränsvärdet har dock
aldrig överskridits. I Granfjärden kan råvattenintaget placeras på 19 meters djup och därmed
kan eventuellt ett kallare vatten erhållas under sommaren. Västeråsfjärdens intag ligger på 6
meter och omblandas genom hela vattenpelaren av vind och strömmar, vilket motverkar
skiktbildning (Vikergård, personlig kontakt, 2010).
3.2.2 Syrgashalt och syremättnad
Halten syre löst i vattnet varierar med vattnets temperatur och salthalt. Ju högre temperatur
och salthalt desto mindre syre kan lösas i vattnet. Ibland mäts syremättnaden vilket är ett mått
på hur mycket syre vattnet innehåller jämfört med vad det teoretiskt kan innehålla med aktuell
temperatur och salthalt. Ur biologisk synpunkt är syremättnaden ett dåligt mått på
syreförhållanden eftersom djurlivets toleransgränser uttrycks i syrgashalt (Naturvårdsverket,
1999).
De processer som tillför syre till vattnet är fotosyntesen och kontakt med luft genom vindar
och strömmar. Det är endast den övre delen av vattenvolymen som tillförs syre genom dessa
processer (Svenskt vatten, 1994). Vid botten förbrukas syre när det organiska materialet skall
brytas ned. Mälaren bedöms vara en övergödd sjö, vilket betyder att organiskt material finns i
stora mängder. När det är varmt och näringstillgången är god sker en kraftig algtillväxt, varpå
nedbrytningen kräver stor tillgång på syre (Mälarenergi, 2010a). Organiskt material tillförs
även via vattendrag och avrinningsområden, under perioder med mycket nederbörd kan
belastningen bli högre än vanligt. Förhindras omblandning av en skiktning i vattenmassan
finns risk för syrebrist vid botten där endast syreförbrukande processer sker. Om råvattnet
filtreras behövs syre för att kunna bryta ner det organiska materialet. Ett syrefattigt råvatten
10
kan också ge problem vid beredningen av dricksvatten på grund av höga halter järn och
mangan (Svenskt vatten, 2008).
3.2.3 Järn
Järn finns naturligt i jord och berggrund. Vid syrerika förhållanden är järnet i olöslig form,
Fe3+, och utgör inget problem i dricksvattenberedningen. Vid syrebrist reduceras järnet till
den lösliga formen, Fe2+, och förs med vattnet till konsumenten eller vattenverket. Problem
med järn är vanligare i grundvatten där syrefria förhållanden är vanligt förekommande. Järn
kan avskiljas genom luftning eller tillsats av fällningskemikalier med efterföljande filtrering.
Luftningen tillför syre till vattnet och järnet övergår då till sin olösliga form igen. Syresättning
kan ske i ledningar och i reservoarer vilket ger problem med utfällningar och risk för
bakterietillväxt (Gray, 2008). Järn i dricksvatten kan även komma från tillsatta
processkemikalier och från korrosion av ledningar eller annan utrustning i beredningen och
distribueringen. För höga halter ger ett missfärgat brunt vatten (Svenskt vatten, 2008).
Gränsvärdet för utgående dricksvatten är 0,1 mg/l (Livsmedelsverket, 2005) och riktvärdet för
råvattnet 1,0 mg/l (Svenskt vatten, 2008).
3.2.4 Mangan
Mangan finns i svenska sjöar och vattendrag dels som ett resultat av mänsklig påverkan men
främst genom vittring av berggrund och mark. Problem med mangan i dricksvatten är, av
samma anledning som för järn, vanligare i grundvatten än i ytvatten. Vid syrebrist reduceras
mangan från olöslig form till Mn2+-joner (Gray, 2008). I olöslig form ger mangan problem
med utfällningar i ledningar, missfärgningar av bl.a. tvätt samt oönskad lukt och smak
(Berglund m.fl., 2007).
Mangan är lite svårare att skilja bort från råvatten än järn, endast syresättning är inte
tillräckligt. pH-värdet bör höjas till 8,5-9 för att få en tillräcklig avskiljning. Vid ett så högt
pH finns risk för att aluminiumflockarna som är kvar efter sedimentationen blir lösliga samt
att det krävs högre klordoser i desinficeringssteget än normalt (Gray, 2008). Gränsvärdet för
mangan i utgående vatten är 0,050 mg/l Mn (Livsmedelsverket, 2005) och riktvärdet för
råvatten 0,3 mg/l Mn (Svenskt vatten, 2008).
3.2.5 pH
pH är en viktig parameter som beskriver hur surt ett vatten är. pH-värdet påverkar djurlivet
och i vilken form kemiska ämnen finns i vattnet. Exempelvis ökar många metallers löslighet
vid låga pH-värden. I sjöar ligger pH-värdet normalt mellan 6 och 8 men kan variera över
året. Vid snösmältning tillförs surare vatten och en pH-sänkning kan registreras medan en
ökning kan registreras under den varma tiden av året när algproduktionen är hög. På samma
sätt kan det variera under dygnet, med en ökning under den ljusa delen av dagen. Växternas
fotosyntes förbrukar koldioxid vilket ger en förhöjande effekt eftersom koldioxiden har en
försurande verkan på vattnet. Enligt Naturvårdsverkets klassningar av sjöar räknas en sjö som
sur när dess pH-värde underskrider 6,8 (Naturvårdsverket, 1999).
Många reaktioner och förlopp styrs av pH och temperatur, så även flockningsprocessen i
vattenverket. Beroende på vilket flockningsmedel som används och råvattnets kvalitet varierar
det optimala pH-intervallet för flockning. Om pH-värdet ligger utanför detta intervall blir
11
fällningen inte tillräckligt effektiv och en högre dos fällningskemikalier måste användas
(Svenskt vatten, 1992). Ett annat problem med ett lågt pH-värde är att det, tillsammans med
låg alkalinitet, ökar korrosiviteten på järn- och kopparledningar med höga halter i dricksvatten
som följd (Berghult m.fl., 2006). Utgående vatten bör enligt Livsmedelverket (2006) ligga på
ett värde lägre än 9,0. Ett högre pH-värde kan ge utfällningar, smak och en sämre desinfektion
(Livsmedelverket, 2006).
3.2.6 Alkalinitet
Alkalinitet är ett mått på vattnets förmåga att förhindra pH-förändringar, s.k. buffertkapacitet.
Ju högre värde desto bättre kapacitet. Den totala koncentrationen av karbonat (CO32-) och
vätekarbonat (HCO3-) avgör till största del måttet på buffertkapaciteten (Mälarenergi, 2010a).
Mälaren har en god buffertkapacitet och kan därför motstå försurning relativt bra.
Alkaliniteten är högre i de nordöstliga delarna på grund av de kalkrika jordlagren (Mälarens
vattenvårdsförbund, 2010).
I beredningen av dricksvatten är en hög alkalinitet inte alltid bra, då det krävs mer kemikalier
för att justera ned pH-värdet till en önskad nivå (Johansson, 2003). I slutsteget av beredningen
tillsätts dock kemikalier som höjer alkaliniteten för att motverka korrosion på ledningar.
Enligt Livsmedelsverket (2006) bör alkaliniteten på utgående vatten vara högre än 60 mg/l
HCO3. På Hässlö och Fågelbackens vattenverk tillsätts kalk och koldioxid vilket ger en
alkalinitet runt 80 mg/l.
3.2.7 Konduktivitet
Konduktiviteten beskriver vattnets ledningsförmåga, d.v.s. hur mycket joner/salter som finns i
vattnet. Vanliga joner i sötvatten är kalcium, magnesium, natrium, kalium, klorid, sulfat och
vätekarbonat (Mälarenergi, 2010a). Om konduktiviteten i utgående vatten överskrider
gränsvärdet 250 mS/m finns risk för korrosion i ledningsnätet (Livsmedelsverket, 2006).
Konduktiviteten är också en bra indikator på om råvattnet blivit påverkat av förorening
(Svenskt vatten, 2008).
3.2.8 Organiskt material (CODMn, TOC)
Organiskt material i sjöar kan antingen komma från externa källor eller produceras i sjön.
Tillrinning från marker i avrinningsområdet och från vattendrag är exempel på externa källor.
Vid kraftiga regn sköljs mycket humus ur markerna vilket ger en högre organisk belastning på
sjön (Svenskt vatten, 2007). Det organiska materialet kan vara delvis nedbrutet och benämns
då humussyror. Det är humussyror, järn och mangan som ger sjöar den bruna färgen.
Produktionen av organiskt material i sjöarna styrs bl.a. av tillgång på näringsämnen, solljus
och temperatur. Det organiska materialet, t.ex. alger och växter, dör till slut och faller ner till
botten, där det mineraliseras. Vid nedbrytningen förbrukas syre (Johansson, 2003). Enligt
Svenskt vatten (2007) är trenden sedan 1960-talet en långsam ökning av det organiska
materialet i många svenska sjöar. I avsnitt 3.10 beskrivs mer ingående hur ett förändrat klimat
inverkar på den organiska belastningen.
Det finns flera olika analysmetoder som bestämmer halten organiskt material. Den
analysmetod som använts för proverna i Granfjärden och råvattenintaget i Västeråsfjärden är
mätning av den kemiska syreförbrukningen (CODMn). I metoden bestäms den del av det
12
organiska materialet som kan oxideras med hjälp av oxidationsmedlet kaliumpermanganat
(KMnO4). Mängden tillsatt oxidationsmedel motsvarar mängden organiskt material
(Johansson, 2003). I SLU:s mätningar har istället den totala halten organiskt material mätts
(TOC).
Organiskt material skiljs bort i Hässlö vattenverk genom fällning med efterföljande
sedimentation och snabbfiltrering samt i mindre grad genom nedbrytning vid infiltration i
Badelundaåsen. Det är viktigt att reducera halten organiskt material i dricksvatten, dels för att
förhindra tillväxt av mikroorganismer i ledningsnät och reservoarer (Svenskt vatten, 1994),
dels för att minska dosen av desinfektionsmedel (klor).
3.2.9 Turbiditet
Turbiditeten beskriver vattnets grumlighet, d.v.s. vattnets innehåll av partiklar. Turbiditeten
beror på mängden organiskt material, lerpartiklar och plankton i vattnet (Naturvårdsverket,
1999). Turbiditeten kan variera mycket under ett år och mellan olika år. Speciellt efter
kraftiga regn kan turbiditeten öka då regnet för med sig partiklar från markerna till ytvattnet
(Svenskt vatten, 2007).
Vid mätning av turbiditeten tillåts ljus passera genom vattnet och spridningen registreras. En
kortvarig ökning av turbiditeten i dricksvattnet kan ge indikationer på att de mikrobiologiska
barriärerna inte är tillräckligt effektiva (Svenskt vatten, 2008). På Hässlö vattenverk mäts
turbiditeten kontinuerligt på flera ställen. Mätningarna reglerar bl.a. mängden
fällningskemikalier som tillsätts. Enligt Livsmedelsverkets (2006) föreskrifter är gränsvärdet
för turbiditet i utgående dricksvatten 0,5 FNU.
3.2.10 Färgtal
Det är framförallt humus-, mangan- och järnföreningar som påverkar färgtalet (brunheten) i
ett vatten. Färgen absorberar ljuset som tränger genom vattnet och försämrar ljusförhållanden
i vattenmassan. Färgtalet är en faktor som bestämmer hur djupt ned i vattenvolymen som
primärproduktionen kan ske (SLU, 2010a). Trender visar att färgtalet har ökat i Mälaren
under de senaste åren (Johansson, 2003).
Tidigare mättes färgtalet genom att visuellt jämföra ett vattenprov med en färgskala. Det blev
en subjektiv bedömning med viss osäkerhet. Idag mäts vattenfärgen istället med
spektrofotometri. Värdet multipliceras enligt en formel och ger ett tal som i viss mån är
jämförbart med de gamla analysvärdena (SLU, 2010a) .
Höga färgtal betyder höga halter humus-, järn- eller manganföreningar och kan ge problem
med fällningen i vattenverken (Svenskt vatten, 2008). I Mälaren är färgtalet i regel högre i de
västra delarna än de östra då de i större grad påverkas av skog i avrinningsområdet (Wallman,
2008). Vid Hässlö vattenverk mäts färgen på inkommande vatten varje vardag med
spektrofotometri.
3.2.11 Absorbans
Absorbansen mäter vattnets innehåll av lösta ämnen och partiklar. Ju högre ljusabsorbans
desto mer ämnen och partiklar finns det i vattnet. Absorbansen brukar mätas för filtrerat och
13
ofiltrerat prov. Skillnaden mellan dessa motsvarar då vattnets partikelhalt, grumlighet. I det
filtrerade provet är det främst lösta humusämnen och järn som absorberar ljuset. Absorbansen
kan mätas med olika våglängder och kyvettlängder, vanligast i Sverige är 420 nm och
internationellt 436 nm (SLU, 2010a). ALcontrol mäter absorbansen i Granfjärden och
Västeråsfjärdens råvatten vid 405 nm medan de mäter vid 420 nm vid recipientkontrollen.
SLU mäter vid 420 nm.
3.2.12 Siktdjup
Siktdjupet är ett visuellt mått på hur mycket partiklar och färg vattnet innehåller. Ett vatten
med litet siktdjup är grumligt och starkt färgat (hög turbiditet och högt färgtal). Ljuset har då
svårt att tränga ner och fotosyntesen begränsas till de ytligare lagren. Vid mätning av
siktdjupet sänks en vitfärgad skiva ner i vattnet. När den inte längre syns har man nått
siktdjupet (Naturvårdsverket, 1999).
3.2.13 Kalcium
Kalciumkarbonat finns naturligt i lösa jordlager och i berggrunden och därför också i vattnet.
En hög halt i vattnet kan ge utfällningar i vattenverket och i distributionsnätet.
Kalciumkarbonat kan ge funktionsproblem både i vattenverket och hos användaren, vanligaste
då i tvättmaskiner och varmvattenberedare (Svenskt vatten, 2008). Kalciumsalter skiljer sig
från många andra metallsalter genom en minskad löslighet vid högre temperaturer. Det är
orsaken till problem med utfällningar i tvätt- och diskmaskiner. Kalciumkarbonat tillför
vattnet alkalinitet genom karbonatjonen och ökar dess hårdhet genom kalciumjonen.
Hårdheten avgörs av både halterna kalcium och magnesium (Livsmedelverket, 2006).
Enligt Svenskt vatten (2008) är riktvärdet för kalciumhalten på råvattnet 100 mg/l. Det finns
inget motsvarande gränsvärde för utgående vatten utan istället används ett riktvärde på 20-60
mg/l för att motverka korrosion (Livsmedelsverket, 2006).
3.3 VÄSTERÅS DRICKSVATTENFÖRSÖRJNING
Intaget
Hässlö vattenverk har tagit in sitt vatten från Mälaren, norr om Björnö, sedan 1949. Intaget
ligger på 6 meters djup. För att undvika att det ytligaste vattnet sugs in är intaget konstruerat
så att vattnet sugs från sidorna in i ledningen. Runt inloppet sitter ett galler som hindrar större
flytande föroreningar, som plastföremål, att sugas in i ledningen. Från inloppet leds vattnet till
en råvattenpumpstation cirka 900 meter från intaget (figur 6). Där sitter ett rensgaller som
rensar bort större föroreningar som fisk och växter.
Mikrosilar
Det första steget i vattenverket tar bort större föroreningar som fisk, alger och växter. Detta
görs i roterande trumsilar. Vattnet leds in i mitten av trumman och filtreras genom en silduk
till tråget utanför trumman. Råvattnets turbiditet mäts efter trumsilarna och styr doseringen av
fällningskemikalier. Ju högre turbiditet desto större dos kemikalier. Dosen påverkas också av
turbiditeten efter fällningen och efter sandfiltret. Vid Hässlö vattenverk varierar turbiditeten
efter mikrosilarna mellan 5-25 FNU beroende på årstid och väderlek. Turbiditeten är vanligen
högre i december-maj än i maj-november.
14
Kemisk fällning
Turbiditeten består av små partiklar och laddade föreningar, t.ex. humusföreningar, lera och
alger som måste skiljas bort. En del av föroreningarna, speciellt humus, är små och inte
tillräckligt tunga för att hinna sedimentera i en sedimentationsbassäng.
Föroreningarna har ofta en negativ laddning och genom att tillföra fällningskemikalier med
positiv laddning neutraliseras partiklarna och kan då dras till varandra och bilda större
sedimenterbara partiklar, så kallade flockar (Svenskt vatten, 1992). Fällningskemikalien som
används i Hässlö vattenverk är PAX (aluminiumklorid, Al2(SO4)3). För att erhålla maximal
effekt av fällningskemikalien bör den tillsättas där vattnet är kraftigt turbulent. Vid Hässlö
vattenverk leds inkommande råvatten via en smal kanal som ger en hög vattenhastighet.
Dosering av fällningskemikalie sker i kanalen. Efter kanalen finns en kon försedd med
propellrar som skapar turbulens i vattnet. Sedan leds vattnet sakta genom sex stycken
seriekopplade bassänger där flockningen sker. För att få en så effektiv flockning som möjligt
finns omrörare i bassängerna. Omrörningen ökar chanserna för att partiklarna och
fällningskemikalien ska bilda flockar. Omrörningen måste ske försiktigt för att inte slå sönder
de flockar som redan byggts upp. Viktigast för flockningen är pH-värdet. Varje
fällningskemikalie och råvatten har sitt optimala pH-intervall för flockning, på Hässlö ligger
det runt pH 6 (Lindholm, personlig kontakt, 2010).
Sedimentation
Efter flockningsbassängerna leds vattnet till sedimentationsbassängen, där vattenhastigheten
är låg och flocken hinner sjunka till botten. Vid Hässlö vattenverk är
sedimentationsbassängerna konstruerade i fyra våningar. Flockarna sjunker till botten och
bildar ett slam som skrapas bort med långsamma skrapor och slammet pumpas sedan vidare
till avloppsreningsverket. Turbiditeten efter flocknings- och sedimentationsbassängen varierar
mellan 0,6 och 1,5 FNU.
Sandfilter
Efter sedimentationsbassängen förs vattnet till tolv parallella sandfilter. Där filtreras
restflocken samt de partiklar som finns kvar efter sedimentationsbassängen bort. När
filtreringen är klar och flocken bortskiljd ligger turbiditeten under gränsvärdet på 0,5 FNU.
Infiltration
Vattenflödet delas nu i två delar. Ett flöde behandlas med kalk och kolsyra och pumpas sedan
till Fågelbacken där det infiltreras i Badelundaåsen. Det andra flödet infiltreras utan
behandling av kalk och kolsyra vid Hässlö. I åsen renas vattnet genom naturliga
reningsprocesser. Mikroorganismer och organiskt material bryts ned och lukt och smak
reduceras i den omättade zonen. Åsen fungerar därför som en viktig barriär mot spridning av
mikroorganismer. Samtidigt som vattnet renas tillförs viktiga mineraler och salter (Svenskt
vatten, 2008).
Det tar drygt två veckor från infiltration i åsen till att vattnet når uttagsbrunnarna, både vid
Fågelbacken och vid Hässlö. Enligt Livsmedelsverket (2006) bedöms vattnet i Västerås därför
som grundvatten. Om uppehållstiden i åsen hade varit mindre än två veckor hade vattnet
definierats som Konstgjort grundvatten. Definitionerna styr provtagningsintervall, kontroller
15
och krav på antal mikrobiologiska barriärer i beredningen. Totalt finns det tre mikrobiologiska
barriärer vid dricksvattenberedningen i Västerås, fällning, infiltration i åsen samt
desinficering med natriumhypoklorit.
Hässlös infiltrationsanläggning
Det finns tre infiltrationsdammar vid Hässlö. Samtliga har en sandbädd som är cirka två meter
tjock. Sandbädden skyddar åsen och rensas varje år. Efter infiltration pumpas vattnet upp från
nio grundvattenbrunnar vilka är placerade norr, öster och söder om vattenverket. Endast några
av dessa är i drift samtidigt. När vattnet åter pumpats upp i vattenverket pH-justeras det med
kalk och sedan tillsätts natriumhypoklorit som desinfektionsmedel. Detta är sista
beredningssteget och vattnet förs sedan till en lågreservoar. Därifrån pumpas vattnet ut på
ledningsnätet och upp i vattentorn. Vattentornen har två syften, dels som reservoarer för att
klara av att försörja kunderna med vatten även under de perioder då uttaget är som störst, dels
för att säkerställa trycknivå i ledningsnätet.
Figur 6 Dricksvattenberedning vid Hässlö vattenverk.
Fågelbackens infiltrationsanläggning
I Fågelbacken infiltreras vattnet i Badelundaåsen och efter 15-29 dagar når vattnet de fyra
grundvattenpumparna. Inte heller här används alla pumpar samtidigt. Vattnet pumpas upp till
Fågelbackens vattenverk där det pH-justeras med lut och desinficeras med natriumhypoklorit.
3.4 PLANERAT RÅVATTENINTAG I GRANFJÄRDEN
Intagets slutliga placering bestäms efter lokala förhållanden. Enligt Svenskt vatten (1994)
skall tillgången på vatten vid intagspunkten kartläggas och dessutom skall vattenkvaliteten
undersökas. Detta bör göras under minst ett års tid och helst för både torrår och regnår
(Svenskt vatten, 1994). Tillgången på vatten kan anses vara obegränsad både i
Västeråsfjärden och Granfjärden. Vattenkvaliteten i Granfjärden har undersökts under ett års
tid, från augusti 2009 till augusti 2010.
Placering av intag nära föroreningskällor, som avloppsreningsverks utlopp, dagvattenutsläpp,
diken från jordbruksmark, trafik och dränering från deponier skall undvikas. Svenskt vatten
16
rekommenderar att en undersökning bör göras över hur strömmar rör sig i vattenområdet runt
intaget för att förhindra att råvattnet blir förorenat (Svenskt vatten, 1992).
I Granfjärden, där proverna tagits, är djupet 19 m. Enligt Mälarens vattenvårdsförbund (2010)
skiktar sig de djupa delarna av Mälaren sommartid och därför är det fördelaktigt att kunna ta
in vatten från olika djup. I språngskiktet där gränsen går mellan ytvatten med låg densitet och
bottenvatten med hög densitet kan dött organiskt material och mikroorganismer ansamlas. För
att undvika att få in detta till vattenverket rekommenderas att intaget placeras på vardera sidan
av språngskiktet. Vattnet under språngskiktet är mer skyddat mot föroreningar samt håller en
lägre temperatur än det ytliga vattnet. Om syrebrist uppstår i det djupare skiktet kan
svavelväte bildas och järn och mangan från bottensedimentet reduceras till löslig form. Under
sådana förhållanden bör vattnet istället tas från det ytligare skiktet för att undvika problem i
beredningen. Intaget bör vara utformat med en sil med storleken 10–22 mm för att undvika att
fisk och större föroreningar sugs in i ledningen (Svenskt vatten, 1992).
Jacobsson (personlig kontakt, 2010) varnade för spridningen av vandrarmusslor (Dreissena
polymorpha) i Mälaren. Vandrarmusslan härstammar från Svarta Havsområdet och har
troligtvis spridits till Mälaren med fartygstrafik. De har funnits i Mälaren sedan 1920-talet och
är som mest utbredda i Mälarens östra delar men har hittats i Svartåns mynning och vid
Hjulstabron. Musslorna är filtrerare och lever på plankton och näringsämnen i vattenmassan.
Efter att simmat runt som larver i en månad sätter de sig på hårda underlag och är då svåra att
få bort. I Nordamerika är musslornas igensättning av vattenintag och vattenutlopp ett stort
ekonomiskt problem (Lundberg & von Proschwitz, 2007). 2002 rapporterades att
vandrarmusslan hade satt igen intagsledningen vid Skoklosters vattenverk i Mälaren
(Eriksson, personlig kontakt, 2011). Jacobsson rekommenderar därför att intagsledningen bör
utformas på så sätt att inspektion kan göras på enkelt sätt.
3.5 VATTENSKYDDSOMRÅDE
Lagstiftning
Just nu arbetar Mälarenergi med att revidera dagens vattenskyddsområde med nya
avgränsningar och föreskrifter för Mälaren och Badelundaåsen. Ett vattenskyddsområde finns
för att skydda befintliga och framtida vattenresurser mot föroreningar i ett långsiktigt
perspektiv. Genom att skriva föreskrifter som gäller inom vattenskyddsområdet regleras
verksamheter och åtgärder så att förorening av råvattnet hindras (Naturvårdsverket, 2003).
De nationella miljömålen som riksdagen har antagit påvisar betydelsen av en god
råvattenkvalitet. Miljömålen består av 16 mål med syfte att förbättra miljökvaliteten inom
flera områden och utgör en strategi för alla samhällsaktörer att sträva mot, både nationellt,
regionalt och lokalt. Inom varje mål finns delmål beskrivna för att nå det slutgiltiga målet
(Miljömålsportalen, 2010). Ett av miljömålen ”Levande sjöar och vattendrag”, berör
dricksvattenområdet. I delmålet står det att alla Sveriges större vattentäkter (för fler än 50
personer eller med en dygnsproduktion på minst 10 m3) senast 2009 skall inrätta
vattenskyddsområden med vattenförsörjningsplaner.
I allmänna råd till 7 kapitlet, 21§ i Miljöbalken står följande:
17
”Länsstyrelse och kommun bör verka för att vattenskyddsområden skapas för åtminstone
samtliga allmänna vattentäkter och större enskilda egna eller gemensamma vattentäkter.
Även grund- och ytvattentillgångar, som kan antas komma att utnyttjas för vattentäkt, bör
skyddas.”
Det är alltså inte bara viktigt att skydda dagens vattentäkter från föroreningar utan också
framtidens (Naturvårdsverket, 2003). Ett annat mål som berör dricksvattenområdet och som
visar på betydelsen att skydda vattentäkter är ”Grundvatten av god kvalitet”. Alla
vattenförekomster som används till dricksvatten skall, senast 2010, uppfylla normen god
dricksvattenkvalitet med avseende på föroreningar orsakade av mänsklig aktivitet. Även
Svenskt vatten (1994) påpekar betydelsen av att skydda vattentäkter. Det är viktigare och
lönsammare att eliminera föroreningskällorna än att ändra beredningsmetod i vattenverken
(Svenskt vatten, 1994).
Vattenskyddsområdet för ytvattnet är indelat i två olika skyddszoner, vattentäktszon och en
skyddszon. Som utgångspunkt skall enligt Naturvårdsverket hela avrinningsområdet
inkluderas i vattenskyddsområdet. Vid avgränsning av den skyddszonen skall det vatten som
har en rinntid på 12 timmar från utsläppspunkt till råvattenintag inkluderas. Inom detta
område tillhör även en 50 m bred strandzon. Denna avgränsning kan reduceras om tekniska
eller naturliga barriärer finns, så som beredningssteg i vattenverket, larm, fördröjning eller
utspädning i recipienten. I arbetet med avgränsningen diskuteras vilka motåtgärder som kan
sättas in vid en förorening samt hur en förbättrad råvattenkvalitet kan erhållas genom att
eliminera kontinuerliga utsläpp av föroreningar eller minska olycksrisken (Naturvårdsverket,
2003).
Västerås
Med Naturvårdsverkets riktlinjer och allmänna råd som grund har ett förslag på avgränsning
av vattentäkt gjorts för Västerås vattenförsörjning. Vattentäkten består dels av Mälaren och
dels av Badelundaåsen där vattnet infiltreras. Sedan gällande vattenskyddsområden med
föreskrifter fastställdes 1974 har verksamheten ändrats med nya infiltrationsplatser och
uttagsbrunnar samtidigt som förändringar har skett i lagstiftning. Idag ställs andra krav,
exempelvis bör det finnas ett skyddsområde vid råvattenintagen.
Om en olycka skulle ske i Västeråsfjärden kan intaget stängas för att förhindra att förorenat
vatten tas in i vattenverket. I en sådan situation finns ingen reservvattentäkt att ta vatten ifrån
utan vattnet i åsen kan försörja Västerås stad under cirka två veckor. Ett reservvattenintag bör
finnas för att säkra vattenförsörjningen och om beslut tas om ett nytt råvattenintag i
Granfjärden skall råvattenintaget i Västeråsfjärden fungera som reservvattenintag
(Mälarenergi, 2010b). Det är viktigt, enligt Naturvårdsverket (2003), att reservvattentäkten får
ett lika starkt skydd mot föroreningar som huvudintaget.
Vattentäktszonen utgörs av området precis vid råvattenintaget och skyddszonen avgränsades
till den vattenvolym som kan nå vattenintaget inom 3 timmar vid en vindhastighet på 10 m/s
(figur 7).
18
Västeråsfjärden
I detta examensarbete har uppgifter från arbetet med inrättande av skyddsområdet använts. De
risker som identifierats och de resonemang som förts vid avgränsningen av
vattenskyddsområdet i Västeråsfjärden kommer att diskuteras i detta avsnitt samt i avsnittet
om potentiella föroreningsrisker.
En riskinventering gjordes av Mälarenergi längs områden nära stranden mot Västeråsfjärden
och nära de vattendrag som mynnar i fjärden för att identifiera potentiella föroreningskällor.
Varje källa klassades från 1-3 beroende på sannolikheten att utsläppet kommer att ske samt
vilken konsekvens utsläppet ger. Klassningen bestämdes även efter avstånd och
ytvattentillgångens volym och omsättning. Ett längre avstånd och större volym ökar chansen
till utspädning och nedbrytning innan föroreningen når råvattenintaget. Klass 3 är den högsta
klassen (Mälarenergi, 2010b). Resultaten från riskinventeringen presenteras i avsnitt 3.6.
Ramböll AB beräknade rinntiderna från de största verksamheterna i Västeråsfjärden till
råvattenintaget (tabell 2) och gjorde sedan en avgränsning av vattenskyddsområdet.
Vattenskyddsområdet inkluderar den vattenvolym som når råvattenintaget på 3 timmar (figur
7). Avgränsningen gjordes med hänsyn till insatstiden för att stänga intaget vid en olycka.
Tabell 2 Rinntider till råvattenintaget (Eriksson, 2007)
Verksamhet
Avloppsreningsverk
Svartån
Oljehamn
Farled
Rinntid [timmar]
10 m/s
4 m/s
7
17
8
20
10
24
6
15
Figur 7 Skyddszon och vattentäktszon i Västeråsfjärden (Mälarenergi, 2009).
19
3.6 POTENTIELLA FÖRORENINGSRISKER
I detta avsnitt presenteras de största föroreningskällorna för Västeråsfjärden respektive
Granfjärden. Föroreningskällorna för Västeråsfjärden är framtagna av Mälarenergi i arbetet
med vattenskyddsområdet och källorna i Granfjärden är en påbörjad inventering gjorda i detta
arbete. Inventeringen gjordes genom att studera kartor över verksamheter och
markanvändning. Identifieringen av utsläppskällor i Granfjärden skall inte ses som komplett.
Andra föroreningskällor av betydelse är möjliga. De som beskrivs är endast sådana som
framkommit i detta arbete.
3.6.1 Västeråsfjärden
De största aktiviteterna och verksamheterna i Västeråsfjärden är avloppsreningsverket,
Svartån, hamnen och farleden. Dessa påverkar vattenkvaliteten i fjärden negativt och
beskrivs nedan tillsammans med andra aktiviteter som också utgör en risk för råvattenintaget.
Kungsängens avloppsreningsverk
Kungsängens avloppsreningsverk ligger längst in i Västeråsfjärden och släpper ut cirka
44 000 m3 renat avloppsvatten varje dygn (motsvarande cirka 100 000 personekvivalenter).
Avloppsreningsverket belastar fjärden främst med kväve- och fosforföreningar, organiskt
material samt mikroorganismer (Mälarenergi, 2010a). Avståndet mellan avloppsreningsverket
och råvattenintaget är cirka 3 km. Olika beräkningar har gjorts för att beräkna tid och
utspädning från avloppsreningsverk till råvattenintag. Enligt spårämnesanalysen gjord av
Göransson & Isgård (1982) tar det 1-3 dygn för avloppsvattnet att nå råvattenintaget vid
sydvästlig vind och det har då spätts ut 100-300 gånger. Enligt Rambölls beräknade rinntider
sprids det till råvattenintaget på 7 timmar vid en vindhastighet på 10 m/s.
Svartån
Svartån avvattnar ett område på 776 km2. I områdets norra delar finns en del små sjöar, myrar
och skogar medan längre söderut består området till stor del av jordbruksmark. Avsaknaden
av sjöar i de södra delarna ger en direkt transport av näringsämnen från jordbruksmarkerna till
Svartån och sedan ut i Mälaren (Vesterberg, 2006). Halterna av näringsämnen och organiskt
material har minskat de senaste åren men bedöms fortfarande som mycket höga (Mälarenergi,
2010a). Till Svartån tillförs punktutsläpp från avloppsreningsverk (det största i Skultuna),
mindre utsläpp av fosfor och aluminium från Östra Verken och utsläpp av dagvatten från bl.a.
Västerås tätort och Skultuna. Det tillförs även föroreningar från diffusa utsläpp, som enskilda
avlopp, jord- och skogsbruk och luftnedfall (Sundberg, 2002). Verksamheterna i farleden och
i oljehamnen utreds i avsnitt 3.7.
Hamre- och Limstabäcken
Två stora bäckar mynnar i Mälaren nära råvattenintaget, Hamrebäcken och Limstabäcken.
Hamrebäcken avvattnar en yta på 8 km2 och rinner ut inom skyddsområdet, 1 km norr om
råvattenintaget. I avrinningsområdet finns bland annat jordbruksmark, skogsmark, tätort och
fastigheter med enskilda avlopp. Det tillförs även vatten från dagvattensystemet som
innehåller föroreningar från industrier och verkstäder, vägytor (bl.a. E18), parkeringsytor
(Hälla) och fem stycken nödbräddavlopp. Vattnet från Hällas parkeringsytor passerar en
oljeavskiljare innan det renas i en dagvattendamm (Mälarenergi, 2007). Arbete pågår med att
20
ta bort de nödbräddavlopp som mynnar i Hamrebäcken för att minska risken för påverkan i
vattenskyddsområdet (Wallsten, personlig kontakt, 2011).
Limstabäcken avvattnar en yta på 72 km2 och mynnar cirka 2 km sydost om råvattenintaget, i
Hässlösundet. Föroreningarna i Limstabäcken kommer från Stockholm Västerås flygplats,
industrier vid Hässlö, vägar (bl.a. E18), två nödbräddavlopp, enskilda avlopp, jordbruk och
djurhållning. Vattnet från flygplatsen pumpas ut i Mälaren och kan vintertid innehålla höga
halter urea och glykol. E18 passerar Limstabäcken på minst sex platser och anses vara en
betydande risk för Mälarens vattenkvalitet (Mälarenergi, 2007).
Andra potentiella risker
Runt Västeråsfjärden finns också nödbräddavlopp, avloppsvattenpumpar, dagvattenutsläpp,
enskilda avlopp, vattendrag och förorenade marker. Samtliga föroreningsrisker som
framkommit under inventeringen i arbetet med vattenskyddsområdet markeras i figur 8. Inom
vattenskyddsområdet (blått i figuren) finns några enskilda avlopp belägna på Björnö,
grusparkeringar, småbåtshamnar, dagvattenutsläpp, nödbräddavlopp och spillvattenpumpar.
Den röda pricken i mitten av den blå vattenskyddszonen motsvarar råvattenintaget.
Figur 8 Potentiella föroreningsrisker i Västeråsfjärden och Badelundaåsen. Det blå området motsvarar
vattentäktszonen (Mälarenergi, 2009).
Nödbräddavlopp finns för att avlasta ledningsnät och avloppsreningsverk vid hög hydraulisk
belastning, vid extremt regn eller snösmältning. Avloppsvattnet släpps då ut direkt utan
21
rening, men utspätt av regnvatten, i Mälaren. Nödutlopp kan även ske vid ett drifthaveri på
avloppspumparna. I en sådan situation släpps avloppsvattnet ut helt outspätt. Den vanligaste
orsaken till bräddning är en hydraulisk överbelastning vid extrema nederbördsmängder eller
snösmältning. Bräddpunkter och avloppspumpsstationer i vattenskyddsområdet har
inventerats sedan tidigare. De röda punkterna är avloppspumpstationer och de blå
nödbräddavlopp (figur 9). De svarta ringarna markerar de punkter som mynnar direkt till
Mälaren eller till Hamrebäcken och den blå ringen markerar dagvattendammen efter
Hällaområdet.
· Avloppspumpstation
· Nödbräddavlopp
O Mynnar i Mälaren
O Dagvattendamm
Figur 9 Nödbräddavlopp och avloppspumpstationer i Västerås (Nore, 2010).
Dagvattenutsläpp till vattenskyddsområdet finns längs hela Mälarstranden (figur10). De gröna
prickarna i figuren motsvarar dagvattenutloppen. Flera av dessa mynnar inom
vattenskyddsområdet.
En annan potentiell risk är de fritidsbåtar som frekvent rör sig i området sommartid.
Fritidsbåtarnas miljöpåverkan inkluderar bl.a. utsläpp av latrin och bränslespill (Ekerö
kommun m.fl., 2001). Drygt 1 km från råvattenintaget, inom det föreslagna
vattenskyddsområdet ligger Fågelviks småbåtshamn och precis utanför vattenskyddsområdet
ligger Framnäs småbåtshamn. Småbåtarna i hamnen vid Fågelvik som skall ut mot
Ridöfjärden passerar vid råvattenintaget. Risken att sanitetstankarna töms just där är troligtvis
22
liten men däremot finns en risk att vattnet förorenas av bränslespill. Framnäs småbåtshamn är
betydligt större än Fågelviks. Det finns inget bränsleupplag där men båtarna kan ha stora
tankar med bränsle och hantera farliga kemikalier, vilket vid ett utsläpp utgör en risk för
råvattenintaget. I den konsekvensbedömning som Mälarenergi har gjort bedöms att båtar inte
bör förekomma i området vid vattenintaget (Mälarenergi, 2009).
Figur 10 Dagvattenutlopp i Västerås. De gröna prickarna motsvarar dagvattenpunkter (Bergström,
2011).
3.6.2 Granfjärden
Farleden
Granfjärden ligger cirka 17 km ifrån Västerås centrala delar och påverkas troligtvis därför inte
av de, i avsnitt 3.6.1, beskrivna föroreningsriskerna. Däremot finns andra risker i Granfjärden.
Risken för påverkan från farleden är större i Granfjärden. Dels passerar fler fartyg söder om
det planerade råvattenintaget och dels är avståndet kortare än i Västeråsfjärden. Avståndet är
1,7 km från farleden till Granfjärden jämfört med 2,8 km i Västeråsfjärden.
Enskilda avlopp
Området nära Granfjärden har endast liten bebyggelse och i skrivande stund har det
kommunala ledningsnätet byggts ut för att inkludera bostadsområdena vid Lybeck, Råstock,
Frösåker och Nybynäs (figur 11). Kartan är hämtad från Lantmäteriförvaltningens kartportal
(LMF). De boende i dessa områden måste ansluta sig till det kommunala nätet inom 10 år
(Norberg, personlig kontakt, 2011). Anslutningarna minskar risken att otillräckligt renat
avloppsvatten läcker ut i Granfjärden.
23
Inventeringar av de enskilda avloppen runt Granfjärden utförs av Miljö- och
hälsoskyddsförvaltningen i Västerås. Enligt Norberg (personlig kontakt, 2011) har samtliga
fastigheter utom en i Frösåkersviken en godkänd anläggning för enskilt avlopp. Vissa
anläggningar är byggda på 1990-talet och klarar eventuellt inte dagens krav på rening. Detta
kommer att undersökas i nästa fas av det arbete som Miljö- och hälsoskyddsförvaltningen gör
med enskilda avlopp i Västerås kommun. Vid Lindö Tegelbruk, norr om Nybynäs finns idag
avloppsanläggningar vilka inte är godkända och därför utreds ifall dessa skall anslutas till
kommunalt nät. Alla fastigheter kring Granfjärden har inte undersökts utan endast de i
närheten av intaget.
Figur 11 Granfjärden och områden med kommunalt avlopp markerade med svart text (Underlagskarta
från LMF).
Mikrobiologiska risker
Viss djurhållning finns inom området. Den största fastigheten med djurhållning finns vid
Springsta säteri där de bedriver ekologiskt lantbruk med värp- och sprätthöns. Det finns enligt
(Norberg, personlig kontakt, 2011) tillstånd för drygt 34 000 höns, 17 kor och 3 hästar.
Markerna runt Springsta gård avvattnas vid Lindö. Dessutom finns hästar på ett flertal gårdar
omkring Granfjärden. Verksamheter med djurhållning skulle kunna utgöra en potentiell
föroreningsrisk av mikroorganismer till det planerade råvattenintaget.
Den västra udden i Frösåkersviken är Frösåkers naturreservat och dessutom skyddat med
Natura 2000. Här finns rikt fågelliv och flera fågelarter häckar här (Länsstyrelsen
Västmanlands län, 2011). I Lantmäteriets kartportal markeras området som betesmark.
Strandnära bete är en möjlig källa till spridning av mikroorganismer till råvattenintaget.
Risken är som störst vid hög nederbörd eller översvämning, vilket ökar transporten till
ytvattnet (Friberg & Rosén, 2003).
De mikrobiologiska riskerna i Granfjärden kan anses vara små jämfört med de risker som
finns i Västeråsfjärden. Det är små källor men påverkan på ytvattnet är okänd. Våren 2011 ska
24
Mälarenergi göra en utvärdering av effektiviteten för de mikrobiologiska säkerhetsbarriärerna.
Prover kommer då tas både i Västeråsfjärden och Granfjärden för att undersöka variationen av
den mikrobiella belastningen.
Vattendrag
De vattendrag som mynnar i Granfjärden/Kungsårafjärden är relativt små (figur 12).
Avrinningsområdena för dessa består huvudsakligen av skog- och jordbruksmark, vilka
belastar fjärden med bl.a. organiskt material och näringsämnen. Det finns inga mätningar för
vattendragens belastning eller vattenföring. Vid länsgränsen (den streckande blå linjen, figur
12) mynnar Sagån. Flödet i den trånga passagen mellan Ängsö och fastlandet är så litet att
någon större belastning till Granfjärden inte kan förväntas (Jacobsson, personlig kontakt,
2010).
Figur 12 Vattendrag som mynnar i Granfjärden (Underlagskarta från LMF).
Vegetation
Landområdena närmast Mälaren vid Granfjärdens västra strand består till stor del av barrskog
samt lite lövskog, med undantag för området längst in i Frösåkersviken. Där är Frösåkers
golfbana belägen invid ett vattendrag, Ångsjöbäcken, vilken har sitt ursprung i den uppströms
belägna Ångsjön (figur 13). Ångsjön är en fågelsjö vilken under senare år restaurerats för att
återskapa dess ursprungliga värde (Västerås Stad, 2011). Om och hur golfbanan påverkar
vattenkvaliteten i Frösåkersviken är okänt. Enligt Miljö- och hälsoskyddsförvaltningen
anmälde de senast 2005 om tillstånd att använda bekämpningsmedel (Norberg, personlig
kontakt, 2011). Inom avrinningsområdet till Granfjärden finns också mycket jordbruksmark,
speciellt närmast vattendragen och dikena (figur 13).
25
Figur 13 Vegetation i Granfjärden. Mörkgrönt-barrskog, ljusgrönt-lövskog, gult-odlingsmark, orangegräsmark. Krysset motsvarar det planerade intaget (Underlagskarta från LMF).
Föroreningsskadade områden
Via Lantmäteriförvaltningens kartportal (LMF) har föroreningsskadade områden kring
Västerås- och Granfjärden identifierats av Länsstyrelsen i Västerås. Nedlagda verksamheter är
identifierade och klassade enligt Naturvårdsverkets branschkartläggning. En verksamhet
klassas i en första fas efter en generell klassning som gäller för samtliga liknande branscher.
Efter identifieringen bedöms det ifall verksamheterna skall inventeras och undersökas
närmare. För samtliga föroreningsskadade områden runt Granfjärden har endast identifiering
gjorts. Verksamheterna klassas efter MIFO-systemet (Metod för Inventering av Förorenade
Områden) där klass 1 är högst risk och 4 lägst risk (tabell 3).
26
Tabell 3 Verksamheter klassade som föroreningsskadade områden runt Granfjärden
Verksamhet
Frösåkers tegelbruk
Frösåkers golfklubb
Lindö kvarn
Lindö tegelbruk
Tegelbruket Bryggan
Gillbotippen
Ängsö slotts skjutbana
Ängsö skytteförening
Bergs tegelbruk
Bransch
Tillverkning av tegel och keramik
Avloppsreningsverk
Betning av säd och plantor etc.
Tillverkning av tegel och keramik
Tillverkning av tegel och keramik
Avfallsdeponi
Skjutbana Hagel
Skjutbana Kulor
Tillverkning av tegel och keramik
MIFO-Klassning
4
4
3
4
4
2
3
3
4
De föroreningsskadade områdena presenterade i tabell 4 är lokaliserade nära Granfjärdens
strandlinje (figur 14). Antal föroreningsskadade områden är betydligt färre i närheten av
Granfjärden än i Västeråsfjärden, särskilt nära den planerade intagspunkten.
Figur 14 Föroreningsskadade områden i Västeråsfjärden och Granfjärden. Kryssen motsvarar dagens
och det planerade intagen. Grön-klass 4, gul-klass 3, orange-klass 2, röd-klass 1 (Underlagskarta från
LMF).
Ammunition
Under 1950-talet dumpades ammunition vid närheten av Nyskär i Granfjärden, drygt 2 km
nordost om intaget. År 2000 klassades miljörisken för läckage av tungmetaller och
explosionsrisk som ”mycket liten” enligt BKL (Naturvårdsverkets branschkartläggning). Det
motsvarar klass 4 enligt MIFO. Bedömningen grundades på att det tar 100-tals år för
ammunitionen att brytas ned och under tiden avges endast små mängder av miljöfarliga
ämnen (koppar, bly och kvicksilver). Explosionsrisken bedömdes som försumbar då
ammunitionen ligger djupt nedbäddad i bottensedimentet. År 2001 gjordes en ny bedömning
och lämningen fick då klass 3. I beskrivningen hänvisas till en då pågående utredning över
27
sprängmedlens miljöfarlighet. I rapporten påpekas att vid en ändrad sjöanvändning bör
hänsyn tas till ammunitionen (Gemensamma staben, 1998).
3.7 SJÖFART PÅ MÄLAREN
Sjöfarten på Mälaren har en historia lika lång som sjöns egen. Utmed stränderna har spår efter
hamnplatser hittats, vilka daterats till vikingatiden. Från år 1000 och framåt har sjöfarten varit
mycket viktig för Mälardalens utveckling. Näringslivet har länge varit och är fortfarande
beroende av sjöfarten på Mälaren som transportmedel (Jacobsson, 2006b).
Köping och Västerås har vardera en hamn, vilka bägge drivs av Mälarhamnar AB, ett företag
ägt av Västerås stad och Köpings kommun. Vid dessa hamnar lossas och lastas gods till och
från industrierna i städerna. In till Köping transporteras bland annat ammoniak, nitrat,
gödningsmedel och ut transporteras ammoniumnitrat.
I Västerås finns Mälarenergi AB:s kraftvärmeverk som importerar flis, tallbecksolja, ved och
kol för produktion av värme och el. I Västerås finns även en bränsledepå som använder
sjöfarten på Mälaren för transport av etanol och diesel. Dessa nämnda verksamheter är de som
transporterar gods som skulle påverka vattenkvaliteten mest vid en olycka. Till hamnarna
transporteras också cement, containrar, kalksten, tackjärn och spannmål (MariTerm AB,
2002).
En vanlig arbetsmodell inom industrin är Just-In-Time (JIT). Det innebär att produkten
tillverkas efter beställning för att sedan fraktas till kunden. Detta blir allt vanligare idag och
tros även öka i framtiden (Jacobsson, 2006c). Arbetsmodellen används för att minimera varor
i lager både hos grossister och leverantörer. Effekten på sjöfarten förväntas bli allt fler fartyg
med mindre mängd last. Konsekvenserna av en ökad fartygstrafik på Mälaren är en ökad risk
för olyckor. Olyckorna har minskat de senaste åren men olyckornas omfattning har blivit
allvarligare. De vanligaste olyckorna är grundstötning följt av kollision med annat fartyg
(Jacobsson, 2006c).
Det finns planer på att bygga ut slussen i Södertälje för att större fartyg skall kunna färdas på
Mälaren. I en undersökning gjord av MariTerm AB (2002) har flera företag i Västerås och
Köping ställt sig positiva till en utbyggnad för att kunna transportera gods på större fartyg och
därmed minska sina transportkostnader. Kostnaderna styr idag i stor grad vilket transportsätt
som används. Billigare sjötransporter ökar sannolikt antal fartyg på Mälaren (Gustafsson &
Nilsson, 2009).
Även om ingen olycka sker kan fartygstrafiken påverka ytvattnet, både genom nedfall av
atmosfäriska utsläpp och genom direkt vattenförorening. Exempel på vattenföroreningar är
nedfall av kväve- och svaveloxider, oljeutsläpp, utsläpp av barlastvatten, toalettavfall,
fartygsavfall och läckage av tungmetaller från båtbottenfärger. I Sverige står sjöfarten för de
största utsläppen av kväveoxider och de näst största utsläppen av svaveloxider. I
Västeråsfjärden är det dock Kraftvärmeverket som står för den största belastningen av
kväveoxider till Västeråsfjärden (Jacobsson, 2006b). Enligt de undersökningar utförda av
Jacobsson (2006b) förorenar avloppsreningsverket och avrinningsområdet runt
Västeråsfjärden vattenkvaliteten mer än vad sjöfarten gör. Jacobsson påtalar att den största
28
risken för vattenkvaliteten, bortsett från fartygsolyckor, är en ökad föroreningsbelastning.
Föroreningar som idag finns i små koncentrationer kan om de ackumuleras utgöra ett stort hot
mot Mälarens vattenkvalitet samt ekologiska status (Jacobsson, 2006b).
3.8 IDENTIFIERING AV MÖJLIGA OLYCKSSCENARION
Till SMHI:s simulering togs möjliga olycksscenarion fram. Undersökningar gjordes över vad
som transporteras till Västerås och Köping och sedan gjordes en bedömning över vilka ämnen
som skulle utgöra störst föroreningsrisk för råvattenintagen. Följande scenarion togs fram oc
mängder, densiteter och utsläppsperioder skickades till SMHI för simulering.
3.8.1 Olycka Sandskär
Sandskär är ett litet skär i Fulleröfjärden med en fyr. Farleden från Västerås passerar Sandskär
för att sedan fortsätta österut genom Mälaren mot Östersjön. Farleden från Köping ansluter
dessutom strax söder om skäret. Fartyg från Västerås måste runda Sandskär och därför
bedöms risken för kollision i Västeråsfjärden vara som störst här (figur 15). Den typ av last
som skulle ge störst påverkan vid ett utsläpp anses vara ammoniak, ammoniumnitrat och
etanol. Risken för att ett ämne når något av råvattenintagen är störst då ämnets densitet är
högre än vattnets. Flytande ammoniak har densiteten 0,907 g/cm3 (Yara, 2010) vid 20 °C och
är alltså lättare än vatten som, vid samma temperatur, har densiteten 0,998 g/cm3 (Nordling &
Österman, 2006). Etanol är också lättare än vatten med en densitet på 0,789 g/cm3.
Ammoniumnitrat transporteras i fast form i 1250 kilos storsäckar (Rusten, personlig kontakt,
2010).
Ett realistiskt scenario vid en olycka är att två storsäckar läcker ut i Mälaren. Beräkningar
(bilaga A) gav densiteten för ammoniumnitratlösningen 1,032 g/cm3. I modellen måste alla
utsläpp anges som ett flöde. Tiden för utsläppet bestämdes till en timme och det gav ett flöde
på 0,00103 m3/s.
För att undersöka hur ett lättare ämne, exempelvis ammoniak eller etanol, sprids simulerades
också ett utsläpp på 96 000 m3 av ett ämne med densiteten 0,980 kg/m3. Utsläppet beräknades
pågå under tre timmar vilket gav ett flöde på 1 m3/s. Mängden är orimlig stor men det ger en
bild av hur stor utspädningen blir när ett ämne blandas genom hela vattenpelaren innan det når
råvattenintagen.
3.8.2 Tågolycka Svartån
Järnvägen passerar över Svartån, i norra delen av Västeråsfjärden. På järnvägen transporteras
bland annat koncentrerad svavelsyra (96 %) med densiteten 1,84 g/cm3. Vid det valda
scenariot sker en olycka på järnvägen där två tankvagnar läcker svavelsyra till ån (figur 15).
Utsläpp av svavelsyra valdes då det är ett lättlösligt ämne med hög densitet, vilket ger störst
påverkan på intaget i Västeråsfjärden. En tankvagn har en volym på 40-53 m3 (Kemira, 2010).
Volymen svavelsyra som läcker ut i ån bestämdes till 100 m3 och det simulerade läckaget
pågick under tio minuter. Flödet blir således 0,167 m3/s. Svartåns flöde låg under den
simulerade perioden på 1,73 m3/s. Utsläppet skulle då omgående spädas ut tio gånger.
29
3.8.3 Olycka oljehamnen
Det sista scenariot är att det uppstår en brand i en av cisternerna i oljehamnen som släcks med
skum (figur 15). Ett sådant scenario har tagits fram i ett examensarbete av David Dotzsky
(Dotzsky, 2007). I examensarbetet har miljökonsekvenserna av en oljebrand i Västerås Hamn
undersökts. I uppsatsen beräknades mängden kylvatten och släckvatten som används för att
släcka en brand i en cistern med diametern 20 meter. När en stor olycka sker i Västerås hamn
tillkallas Östermalms brandkår i Stockholm. Det tar cirka tre timmar innan brandkåren
anländer och under tiden kyler räddningstjänsten i Västerås ner området runt cisternen för att
hindra spridning av elden till intilliggande cisterner. Under de tre timmarna hade det, enligt
Dotzsky (2007) använts uppskattningsvis 1512 m3 kylvatten.
När själva släckningsarbetet påbörjats antogs att full kapacitet används och att branden tog 30
minuter att släcka. Detta gav en släckskumförbrukning på 180 m3. Släckskummen som
användes i examensarbetet var Komet EAX och ARC Miljö (Dotzsky, 2007). Idag används
endast ARC Miljö som har en densitet på 1,017 g/cm3 (Dafo, 2010). Vid släckning fångar
släckvattnet upp farliga ämnen i brandgasen och löser dessutom upp ämnen som finns längs
vattnets väg. Sammansättningen av föroreningar i släckvattnet beror på det brinnande
materialet, förbränningstemperatur och syretillgång (Dotzsky, 2007). Olja löses normalt inte i
vatten men eftersom släckskummet innehåller tensider, vilka sänker vattnets ytspänning, kan
oljan emulgeras och förorena vattenrecipienten (Dotzsky, 2007).
I hamnen finns en oljeavskiljare som avskiljer oljan innan vattnet når recipienten. Vid stora
volymer släckvatten räcker inte oljeavskiljaren till, utan vattnet med oljan passerar utan att
avskiljas (Thiede, personlig kontakt, 2010).
I SMHI:s simulering användes en densitet och en mängd för att beräkna spridningen och då
användes densiteten av släckskummet. I simuleringen sattes först ett kylvattenflöde på 0,14
m3/s i tre timmar och sedan ett flöde av släckvatten till 0,1 m3/s i 30 minuter. Kylvattenflödet
hade samma temperatur och densitet som Mälarens vatten och släckvattnet hade densiteten
1,017 g/cm3. I beräkningarna gjorda av Dotzsky (2007) togs det hänsyn till att en del av den
påförda mängden kylvatten och släckvatten förångades.
3.8.4 Olycka Lilla Aggarö
Vid Lilla Aggarön kröker farleden och passagen blir smalare och därför mer svårmanövrerad.
Detta ökar risken för grundstötningen eller kollision vilket bidrog till att denna lokalisering
valdes som trolig olycksplats. Samma scenario, med läckage av ammoniumnitrat och ett
lättare ämne, simulerades för Lilla Aggarö som vid Sandskär (figur 15).
3.8.5 Olycka Granfjärdsklack
Att en olycka sker vid Granfjärdsklack är inte så troligt då farleden är rak och sikten är god
(Jacobsson, personlig kontakt, 2010). Däremot är det intressant att undersöka hur ett utsläpp
här skulle påverka intaget i Granfjärden. Även för denna olycksplats valdes scenariot med
läckage av två säckar ammoniumnitrat (figur 15).
30
Figur 15 Lokalisering av olycksplatser och råvattenintag (Underlagskarta från LMF).
3.9 MIKROBIOLOGISKA RISKER
Allmänt
Enligt Världshälsoorganisationen (WHO, 2008) är förekomst av sjukdomsframkallande
mikroorganismer, patogener, den största hälsorisken med dricksvatten. Ett dricksvatten
förorenat med patogenener kan smitta många människor på en gång, vilket ger stora
konsekvenser både för individen och samhället (WHO, 2008). Patogener består av
sjukdomsframkallande mikroorganismer inom grupperna bakterier, parasiter, virus och
inälvsmaskar. Dessa förekommer bl.a. i fekalier från infekterade människor, djur och fåglar.
När fekalierna når ytvattnet finns risk för spridning till råvattenintaget. Koncentrationen av
patogener i utsläppet, utspädning, spridning, avdödning och transporttid till råvattenintaget
påverkar hur stor risken är för mikrobiologisk förorening. Den största risken för spridning av
mikroorganismer bedöms komma från renat kommunalt avloppsvatten (Pettersson & Åström,
2009), men även dagvattenutsläpp utgör en stor risk (Eriksson, personlig kontakt, 2011).
Analysering av mikroorganismer är svårt. Det finns många olika arter som kan framkalla
sjukdom och artsammansättningen i råvattnet varierar mellan olika platser. Varje bakterie
kräver sin speciella analys för bestämning av art och mängd. Artrikedomen och de
komplicerade analyserna gör att bestämning av varje enskild art är ett dyrbart och komplicerat
tillvägagångssätt. Istället mäts halterna av några bestämda organismer som alltid finns i
avföring från människor eller djur. Dessa organismer kallas för indikatororganismer eftersom
de indikerar fekal påverkan och består av bl.a. Escherichia Coli (E. coli), koliforma bakterier,
fekala streptokocker och sulfitreducerande klostridier. En indikatororganism skall helst vara
oskadlig för människan, tåla normala klordoser och viktigast är att de finns i större antal och
överlever längre än de sjukdomsframkallande organismerna (Svenskt vatten, 1994). Det finns
dock patogener som är tåligare än vad indikatororganismerna är och dessutom svårare att
avskilja. (Livsmedelsverket, 2006). Om någon av indikatororganismerna finns i ett vattenprov
31
kan det konstateras att vattnet är fekalt påverkat. Däremot betyder avsaknad av
indikatororganismerna inte att vattnet är fritt från patogener (Svenskt vatten, 2008).
E. coli är en indikatorbakterie som finns i stora mängder i avföring från både människor och
djur (Svenskt vatten, 1994). Analysen är relativt enkel och E.coli är därför vanlig att använda
som indikatorbakterie. Riktvärdet för E. coli i ytvatten är enligt Svenskt vatten (2008) 500
stycken påvisade bakterier i ett vattenprov på 100 ml (antal/100 ml).
Västerås
I Västerås har inget sjukdomsfall registrerats som kan kopplas till mikrobiellt förorenat
råvatten. Däremot har det förekommit inläckage av avloppsvatten i ledningar och inträngning
av ytvatten i dricksvattenbrunnar. En anledning till att inget sjukdomsfall registrerats på grund
av förorenat råvatten är att Hässlö vattenverk och Fågelbacken har vardera tre
mikrobiologiska barriärer. Barriärerna är fällning med efterföljande snabbfiltrering,
infiltration i åsen samt klorering av utgående dricksvatten. Klorering sker även vid vissa
pumpstationer och reservoarer ute på ledningsnätet. Hässlö och Fågelbackens vattenverk
bedöms enligt Livsmedelverkets (2006) rekommendationer ha tillräckligt många barriärer i
beredningen. För att utvärdera deras effektivitet kommer en mikrobiologisk riskanalys (MRA)
göras för dessa under 2011. Prover kommer då att tas i både Västeråsfjärden och Granfjärden,
vilket kommer att ge en bild över den mikrobiologiska belastningens variation.
I avsnittet om potentiella föroreningar diskuteras olika mikrobiella föroreningsrisker för både
Västerås- och Granfjärden. Avloppsreningsverket nämns som det största punktutsläppet av
mikroorganismer, men även dagvattenutsläpp, nödbräddavlopp, avloppsvattenpumpar och
tömning av fritidsbåtarnas sanitetstank i fjärdarna utgör en betydande risk av spridning av
mikroorganismer. Diffusa källor som sprider mikroorganismer är enskilda avlopp, läckage
eller avrinning från betesmark och skogsmark, badplatser samt gödselupplag (Pettersson &
Åström, 2009).
Mikrobiologisk spridning i Västeråsfjärden
2009 gjordes en undersökning av strömningar och spridning av mikroorganismer i
Västeråsfjärden. DHI satte upp en modell över Västeråsfjärden och spridningen av bakterien
E.coli simulerades och halterna vid badplatser och råvattenintaget undersöktes (Karlsson,
2009). Den simulerade perioden motsvarar sommartid (juni-augusti) 2007 och i modellen togs
hänsyn till bakteriens avdödninghastighet vid aktuella temperaturer. Resultatet visade att
ytströmmen i fjärden i stort följer den aktuella vindriktningen och returströmmar uppstår vid
de djupare delarna. Källkoncentrationerna i simuleringen är osäkra och baseras på
erfarenhetsmässiga uppskattningar. Dock ger resultaten en bild över hur bakterierna sprids
samt vilka källor som påverkar råvattenintaget eller respektive badplats mest.
Utsläppspunkterna som ingår i modellen är avloppsreningsverkets utlopp, 15
dagvattenpunkter, Svartån samt bräddningspunkter vid Lögarängen och avloppsreningsverket.
Spridningen beskrivs och simulerade halter registreras vid sex badplatser och vid
råvattenintaget. För att modelleringen skulle bli hanterbar har dagvattenpunkter vilka låg nära
varandra slagits ihop. I modellen har halterna av E.coli satts till 100 000 (antal/100 ml) för
avloppsreningsverket och 5 000 (antal/100 ml) för dagvattnet (Karlsson, 2009). I de prover
32
som Mälarenergi har tagit under 2008 och 2009 varierar bakteriehalterna mellan 650
(antal/100 ml) till fler än 60 000 (antal/100 ml). Variationen är stor mellan tidpunkterna men
de uppskattade halterna i modellen kan ändå, utifrån dessa mätningar, anses vara höga.
Vid simuleringen har endast föroreningar från avloppsreningsverket och dagvattenutsläppet
vid Framnäs påverkan på råvattnet och då i endast små koncentrationer. Den högst beräknade
halten i råvattnet från avloppsreningsverket är 211 E.coli (antal/100 ml) och från Framnäs 36
E.coli (antal/100 ml). Detta kan jämföras med Svenskt vattens rekommendationer av halter i
råvatten på maximalt 500 E.coli (antal/100 ml). Vid råvattenintaget har inga jämförande
mätningar gjorts som kan styrka eller förkasta modellens spridning. Det kan finnas ytterligare
källor till bakteriespridning som inte tagits med i modellen, bl.a. bräddningspunkter.
Spridning av andra patogener än E.coli har inte tagits med i denna rapport. Det finns
patogener som är tåligare än vad E.coli är (Livsmedelsverket, 2006).
3.10 DRICKSVATTEN I FRAMTIDEN
Idag har Sverige en god tillgång på vattenresurser för dricksvatten i hela landet. Vattnet håller
relativt god vattenkvalitet vilket gör det möjligt för vattenverken att tillämpa en enkel
beredningsmetod. Men ett förändrat klimat kan ändra flera processer som är viktiga för
dagens dricksvattenproduktion. Det är framförallt en ökad temperatur och ökad nederbörd
med fler extrema regn som kommer att medför negativa effekter på vattenkvaliteten (Svenskt
vatten, 2007).
Nederbörd med ökade ämnestransporter
Mälaren har höga halter av näringsämnena kväve och fosfor och bedöms idag vara övergödd,
med algblomningar varje sommar. När klimatet ändras och medelnederbörden blir högre och
antal extrema regntillfällen blir fler ökar transporten från jordbruksmark och dessutom också
risken för bräddning av orenat avloppsvatten. Detta resulterar i ökade transporter av
näringsämnen vilket förvärrar övergödningen. Redan idag ses tendenser till ökade
algblomningar på vissa ställen i Sverige. Cyanobakterier (blågröna alger) är en grupp
bakterier som gynnas av varmare klimat med varmt vatten. Några arter i gruppen
cyanobakterier kan producera gift som kan ge hälsoproblem vid intag av otillräckligt renat
vatten (WHO, 2008). Giftet och de smak- och luktstörningarna som uppstår av algerna går att
skilja bort genom olika steg i dricksvattenberedningen (Svenskt vatten, 2007). I Granfjärden
och Västeråsfjärden uppstår algblomningar med cyanobakterier varje sommar.
Råvattenintaget i Västeråsfjärden ligger relativt grunt och vattnet drar med sig alger till
vattenverket. Där uppstår problem i fällningen och filter sätts igen. Problem av denna typ
bedöms öka vid ett varmare och blötare klimat. Intaget i Granfjärden kommer att placeras på
ett större djup där dessa problem skulle kunna undvikas, eftersom cyanobakterier främst
blommar i ytvattnet.
Organiskt material
Organiskt material tillförs, som beskrivits tidigare, sjöar genom tillrinnande vattendrag och
tillväxt i sjöarna. En ökad algtillväxt och en ökad nederbörd som för med sig organiskt
material från närliggande marker ger en högre organisk belastning på recipienten. Svenskt
vatten (2007) har tagit fram några framtida klimatscenarion där nederbörden tros öka vår, höst
33
och vinter. Under dessa delar av året är upptaget från växter och avdunstningen små och
därför ökar markavrinningen till recipienten. Vattnet för med sig allt som det kommer i
kontakt med, kemiska och mikrobiella föroreningar, organiskt material, näringsämnen m.m.
Är regnen kraftiga och ihållande under en lång tid finns risk för översvämning. Kontakttiden
mellan vatten och mark blir då lång och föroreningar transporteras lätt ut i sjön (Svenskt
vatten, 2007). Johansson (2003) undersökte de långsiktiga förändringarna i vattenkvalitet vid
Lovöns vattenverk i östra Mälaren. Den undersökta perioden var 1935-2002. Resultaten
visade att den östra delen av Mälaren, sedan 1998, har fått en sämre vattenkvalitet med
avseende på parametrarna mängd organiskt material, turbiditet och färgtal. Dessa parametrar
hör ihop och beror på den ökade humustillförseln till sjön (Johansson, 2003). Vid Lovön där
Stockholm har ett av sina vattenverk är humushalterna lägre jämfört med halterna i
Västeråsfjärden och Granfjärden. Uppehållstid och avstånd från tillrinnande vattendrag är
betydande för vattenkvaliteten i sjöns olika bassänger (Wallman, 2008). När humushalten
ökar i sjön ökar även färgtalet och siktdjupet blir mindre. Turbiditeten är också den starkt
kopplad till nederbörden. År 2001 uppmättes kraftigt förhöjda värden på turbiditet och färgtal
i Mälaren. Wallin & Weyhenmeyer (2001) förklarar detta med att 2000 var ett nederbördsrikt
år med extrema regnperioder. Ämnestransporten ökade och förde med sig mycket organiskt
material till Mälaren. Vid nuvarande intag idag märks tydliga ökningar i färg och turbiditet
efter ett kraftigt regn. En ökad halt av organiskt material kräver mer fällningskemikalier och
högre doser klor i ledningssystemet för att minska risken för mikrobiell tillväxt (Wallin &
Weyhenmeyer, 2001).
Temperatur
När ytvattnet värms upp under sommaren bildas en temperaturskiktning. Vid ett varmare
klimat blir denna skiktning ännu kraftigare och pågår under en längre tid. Risken för syrebrist
ökar dels av den starka temperaturskiktningen och dels för att det organiska materialet som
skall brytas ned ökar. Syrebristen kan orsaka att svavelväte bildas och att järn och mangan
reduceras och blir lösliga, vilket skapar problem i dricksvattenberedningen. Finns det höga
halter fosfor i bottensedimenten kan även detta frigöras och det skulle förstärka
övergödningen ytterligare (Svenskt vatten, 2007). Granfjärden är betydligt djupare än
Västeråsfjärden och risken för att syrebrist uppstår sommartid är stor. Ett varmare klimat och
ökad organisk belastning kommer antagligen göra syresituationen sämre än vad den är idag.
Mikrobiologi
I dricksvattenföreskrifterna finns rekommendationer på antalet mikrobiologiska barriärer som
skall finnas i ett vattenverk. Antalet barriärer beror på om vattnet bereds från grundvatten eller
ytvatten. Vissa barriärer är mer effektiva än andra och några ger ingen reduktion av virus och
parasiter. Ett troligt växande problem med kraftig nederbörd är spridning av mikrobiella
föroreningar. En viktig orsak till en mer mikrobiologisk mångfald idag är ett ökat resande
mellan länder. När den resande individen insjuknar sprids mikroorganismer genom avföringen
till reningsverket för att sedan föras ut i vattendragen.
Kemisk fällning, långsamfiltrering/infiltration och desinfektion med uv-ljus och ozon är
vanligtvis de enda barriärerna för att reducera virus och parasiter. Fällning ger ingen
fullständig avskiljning och infiltrationen är starkt påverkad av klimatfaktorerna temperatur
34
och nederbörd. Vid ökad nederbörd stiger grundvattenytan och den omättade zonen där
mikroorganismerna bryts ned minskar, vilket ger en sämre avskiljning (Svenskt vatten, 2007).
Den mikrobiella tillväxten ökar med ökad temperatur samtidigt som deras överlevnad minskar
med temperaturen. Vid höga temperaturer har patogenerna svårt att konkurrera med bättre
anpassade mikroorganismer (Svenskt vatten, 2008). I Västeråsfjärden står
avloppsreningsverket, dagvattenutsläpp och nödbräddavlopp för den största mikrobiella
påverkan. Dessa verksamheter saknas idag i Granfjärden som ligger långt ifrån tätorten.
Däremot skulle den mikrobiella belastningen från enskilda avlopp och djurhållningen kunna
vara större i Granfjärden än i Västeråsfjärden. Vilket intag som påverkas mer vid ett varmare
klimat med mer nederbörd är svårt att veta.
4 SMHI:S SIMULERING AV OLYCKSSCENARION
SMHI har tidigare utfört ett uppdrag åt Mälarenergi där de simulerat hur kylvattenutsläpp från
kraftvärmeverket sprider sig i Västeråsfjärden (Edman & Gyllenram, 2010). Modellen som
sattes upp vid det uppdraget inkluderade vattenvolymen från Skutterön i väst till Hallingen i
öst (figur 16). Den innersta viken i Granfjärden, Kungsårafjärden, fanns inte med i den
tidigare modellen utan har fått läggas till för detta projekt.
Figur 16 Beräkningsnätets utsträckning. För detta arbete har beräkningsnätet expanderat i nordost och
täcker hela Kungsårafjärden (SMHI, 2010).
Modellen som SMHI använt är en tredimensionell beräkningsmodell som beräknar både
spridnings- och utspädningsförlopp. I grund till modellen ligger impulsekvationerna för
grunda havs- och vattenområden. Strömningarna i fjärden påverkas främst av vinden men
också av de tillrinnande vattendragen (Svartån, avloppsreningsverket och Blacken) och de
strömmar som uppstår på grund av densitetsskillnader mellan olika vätskor. Utspädningen
påverkas också av densitetsskillnader mellan vätskor samt av divergenta strömmar och
35
turbulens. Impulsekvationerna beräknas diskret med en upplösning som varierar i djupled.
Vid ytan och vid botten är upplösningen 4 % av djupet och i mitten 10 % av djupet. I
horisontalled är upplösningen 50 meter. Totalt finns drygt 800 000 celler i beräkningsnätet.
Väderdata som behövs till modellen kommer från SMHI:s väderstation i Eskilstuna,
flödesdata har sammanställts utifrån Mälarenergi AB:s flödesmätningar från Svartån och
avloppsreningsverket, djupdata kommer från Sjöfartsverkets sjökort 113 men har
kompletterats och korrigerats manuellt genom jämförelse av sjökortens strandlinjer med
nytagna flygbilder. Intaget av råvatten är också med i simuleringen och har satts till 500 l/s.
SMHI valde att simulera ett höstfall, i september månad. Tidpunkten valdes för att risken att
utsläppet når intagspunkten är större när sjön är oskiktad. I en skiktad sjö är
bottenströmmarnas hastighet väldigt låga och ingen omblandning sker mellan ytvattnet och
bottenvattnet vilket ger en långsam spridning. I en oskiktad sjö kan ett utsläpp blandas i hela
vattenvolymen, från botten till ytan, utan att lägga sig i en temperaturskiktning. Ett utsläpp av
en tung vätska vid ytan kan sjunka ända till botten samtidigt som ett lätt utsläpp vid botten
kan stiga ända till ytan. Av dessa två anledningar, strömhastighet och spridning, når ett
utsläpp i en oskiktad vattenvolym intagspunkten vid botten snabbare än i en skiktad
(Gyllenram & Hallberg, 2010). Utsläppen av ammoniumnitrat och svavelsyra placerades vid
botten medan utsläppet av det lättare ämnet och släckvattnet placerades vid ytan. Vid
simuleringen sattes vattenvolymens temperatur till 15 °C. Temperaturen bestämdes efter de
recipientkontroller som gjorts av Mälarenergi AB 2005-2008.
En undersökning gjordes för att få fram de vanligaste vindriktningarna och vindstyrkorna.
Data från Eskilstunas väderstation undersöktes av SMHI. Det visade sig att de vanligaste
riktningarna är sydväst, syd, väst och nordost, i den ordningen. Den vanligaste
vindhastigheten för samtliga vindriktningar är 3 m/s. Den näst vanligaste vindhastigheten för
sydliga och sydvästliga är mindre än 3 m/s och för västliga och nordostliga 5 m/s. I
simuleringen har en vindriktning på 5 m/s valts för samtliga vindriktningar då det ger värst
scenarion och förenklar vid en jämförelse mellan vindriktningarnas spridnings- och
utspädningspåverkan.
Modellen kördes under en period med konstant vattentemperatur, vindriktning och
vindhastighet för att få ett stationärt starttillstånd. I modellen tas även hänsyn till Svartåns och
reningsverkets utlopp och vattenverkets intag. Modellen kördes sedan med de, i avsnitt 3.8,
bestämda scenarierna under en simuleringstid på 48 timmar. Utsläppens vertikala och
horisontella spridning registrerades och presenterades dels som figurer över
spridningstillståndet efter 3, 12 och 48 timmar och dels som en tidsserie över koncentrationen
vid intagen i Granfjärden och Västeråsfjärden. Som initialkoncentration för samtliga utsläpp
sattes värdet 1, Värdet skall tolkas som en dimensionslös storhet och resultaten från
simuleringarna visar på hur stor spädning utsläppen får och inte vad den egentliga
koncentrationen blir. Är resultatet 0,001 betyder det att ämnet har spätts ut 1000 gånger. I
simuleringen har det inte tagits hänsyn till några kemiska reaktioner utan bara utspädning och
spridning. Diskussion och slutsatser till resultaten är baserade på de figurer som SMHI har
tagit fram i sin simulering. I detta avsnitt presenteras de mest intressanta figurerna, resterande
36
finns i Bilaga B. Nedan följer först en beskrivning av de olika presentationsfigurerna följt av
resultaten för Västeråsfjärden och Granfjärden.
Tidsserier
I simuleringarna registrerades koncentrationerna (utspädningen) av samtliga utsläpp vid de
båda råvattenintagen. Detta ger en bild av vilka olycksscenarion och vindriktningar som
påverkar respektive råvattenintag mest. I förklaringen till figurerna står vindriktning, utsläppt
ämne och, vid behov, plats där ämnet släpptes ut (tabell 4). Observera att y-axeln är
logaritmisk och att koncentrationerna skall tolkas som utspädning från en initialkoncentration
på 1. En koncentration i figuren på 10-5 motsvarar alltså en utspädning 100 000 gånger.
Tabell 4 Förklaring till förkortningar
Förkortning
H2SO4
S-H2O
LÄ
Ssk
Gr1
Gr2
Förklaring
Svavelsyra
Släckvatten
Lättare Ämne
Sandskär
Lilla Aggarö
Granfjärdsklack
Spridnings- och utspädningsfigurer
Resultatet av varje olycksscenario presenterades med figurer över spridning och utspädning
efter 3, 12 och 48 timmar. För de tyngre utsläppen visas det djupaste lagret och för de lättare
utsläppen visas det ytligaste lagret. Koncentrationen i alla figurer beskriver, precis som i
tidsserierna, utspädningen från ett ämne med initialkoncentrationen 1.
Bottenströmmar
SMHI har inget program för att på ett tydligt sätt visualisera strömmarnas riktning och
hastighet över hela fjärden. Strömmarna blir bara tydliga när ett område är inzoomat
tillräckligt så att strömningsvektorerna syns. För att få en bild över hur bottenströmmarna rör
sig vid de båda intagen har figurer tagits fram av SMHI för samtliga vindriktningar. Färgen på
vektorerna indikerar hastigheten i m/s.
4.1 ANALYS AV SMHI:S MODELLSIMULERINGAR
Resultaten från SMHI:s simulering presenteras med en beskrivande text över vad som sker
vid de båda råvattenintagen. Här visas ett urval av bilder, övriga visas i bilaga B.
Västeråsfjärden
Ingen av olyckorna påverkar råvattenintaget i Västeråsfjärden med höga koncentrationer
(figur 17). De aktiviteter som påverkar råvattenintaget mest är utsläpp av svavelsyra i Svartån
(svart streckpunktad linje) och släckvatten från oljehamnen (svart punktad linje) vid västlig
vind samt ett utsläpp av lättare ämne vid sydlig vind. De högsta koncentrationerna uppnås
efter knappt 35 timmar och är då utspädda cirka 100 000 gånger. Västliga och sydvästliga
vindar är de som påverkar råvattenintaget mest. Vindarna driver vattenvolymen i fjärden i en
medurs cirkulation, vilket innebär att strömmarna rör sig förbi Västerås stad och sedan ner
mot råvattenintaget. Vid sydlig vind sprider sig det lättare utsläppet längs ytan och når platsen
för råvattenintaget efter 48 timmar, då utspätt 100 000 gånger (bilaga B). Utsläppet av
37
ammoniumnitrat späds ut snabbt vid samtliga vindriktningar och presenteras endast för
nordostlig vind (bilaga B).
Figur 17 Tidsserie av koncentrationer vid råvattenintaget i Västeråsfjärden av samtliga simulerade
utsläpp vid samtliga vindriktningar. Koncentrationen motsvarar utspädning av ett ämne med
initalkoncentrationen 1. H2SO4- svavelsyra, S-H2O- släckvatten, LÄ-lättare ämne, Gr1- Granfjärden
Lilla Aggarö, Ssk- Sandskär (SMHI, 2010).
Tågolycka Svartån- Sydvästlig vind
Svavelsyran sprider sig mot syd/sydost vid en sydvästlig vindriktning (figur 18-19). Efter 48
timmar är utsläppet utspätt 100 000 till 1 000 000 gånger.
Tågolycka Svartån- västlig vind
Svavelsyran sprider sig söderut längs Västeråsfjärdens östra strand vid en sydvästlig
vindriktning (figur 20-21). Vid en tidpunkt mellan 12 timmar och 48 timmar når utsläppet
råvattenintaget och är då utspätt 100 000 till 1 000 000 gånger.
Olycka oljehamnen- Sydvästlig vind
I scenariot börjar släckningsarbetet med att kyla området med vatten i tre timmar. Därefter
påbörjas släckningen med släckskum. Spridningen och spädningen redovisas därför bara för
12 och 48 timmar. Släckvattnet sprider sig åt sydost vid en sydvästlig vindriktning (figur 2223). Efter 48 timmar är utsläppet utspätt 100 000 till 1 000 000 gånger.
38
Figur 18 Spridning av svavelsyra i sydvästlig
vind efter 12 timmar. Koncentrationen
motsvarar utspädning av ett ämne med
initialkoncentrationen 1 och krysset motsvarar
råvattenintaget (SMHI, 2010).
Figur 19 Spridning av svavelsyra i sydvästlig
vind efter 48 timmar. Koncentrationen
motsvarar utspädning av ett ämne med
initialkoncentrationen 1 och krysset motsvarar
råvattenintaget (SMHI, 2010).
Figur 20 Spridning av svavelsyra i västlig vind
efter 12 timmar. Koncentrationen motsvarar
utspädning av ett ämne med
initialkoncentrationen 1 och krysset motsvarar
råvattenintaget (SMHI, 2010).
Figur 21 Spridning av svavelsyra i västlig vind
efter 48 timmar. Koncentrationen motsvarar
utspädning av ett ämne med
initialkoncentrationen 1 och krysset motsvarar
råvattenintaget (SMHI, 2010).
39
Figur 22 Spridning av släckvatten i sydvästlig
vind efter 12 timmar. Koncentrationen
motsvarar utspädning av ett ämne med
initialkoncentrationen 1 och krysset motsvarar
råvattenintaget (SMHI, 2010).
Figur 23 Spridning av släckvatten i sydvästlig
vind efter 48 timmar. Koncentrationen
motsvarar utspädning av ett ämne med
initialkoncentrationen 1 och krysset motsvarar
råvattenintaget (SMHI, 2010).
Olycka oljehamnen- Västlig vind
Släckvattnet sprider sig österut vid en västlig vindriktning (figur 24-25). Efter 48 timmar är
utsläppet, i stor del av fjärden, utspätt 100 000 till 1 000 000 gånger. Vid Hässlösundet, nära
råvattenintaget, är koncentrationen utspädd 20 000-100 000 gånger.
Figur 24 Spridning av släckvatten i västlig vind efter 12 timmar. Koncentrationen motsvarar
utspädning av ett ämne med initialkoncentrationen 1 och krysset motsvarar råvattenintaget (SMHI,
2010).
40
Figur 25 Spridning av släckvatten i västlig vind efter 48 timmar. Koncentrationen motsvarar
utspädning av ett ämne med initialkoncentrationen 1 och krysset motsvarar råvattenintaget (SMHI,
2010).
Bottenströmmar
Vid sydvästlig vind rör sig bottenströmmarna längs med Västeråsfjärdens östra strand och
sedan ner mot råvattenintaget (figur 26). Vid denna vindriktning bör risken vara stor för
påverkan från aktiviteterna längs Västerås östra strand (nödbräddavlopp, dagvattenutsläpp,
hamnverksamhet o.s.v.).
Figur 26 Bottenströmmarnas hastighet och riktning i Västeråsfjärden vid sydvästliga vindar på 5 m/s.
Färgen motsvarar hastigheten i m/s. Råvattenintaget är markerat med ett kryss (SMHI, 2010).
41
Vid västlig vind sker, precis som för sydlig vind (Bilaga B), en förändring av bottenströmmen
i närheten av råvattenintaget (figur 27). Tvärtom från den sydliga vinden rör sig vattnet mot
sydväst längs Björnös strand. Vattnet från Västeråsfjärdens östra strand rör sig söderut längs
strandkanten och sedan förbi råvattenintaget eller ner i Hässlösundet. Strömmarna mellan
Östra Holmen (vita området till vänster) och Framnäs är starkare vid sydlig vind än vid
sydvästlig.
Figur 27 Bottenströmmarnas hastighet och riktning i Västeråsfjärden vid västliga vindar 5 m/s. Färgen
motsvarar hastigheten i m/s. Råvattenintaget är markerat med ett kryss (SMHI, 2010).
Granfjärden
Råvattenintaget i Granfjärden påverkas mest av utsläpp av ett lättare ämne vid Lilla Aggarö
och Granfjärdsklack (figur 28). Utsläppen vid Lilla Aggarö och Granfjärdsklack får värst
konsekvenser vid sydvästlig vind följt av västlig (rosa linjer). Den högsta koncentrationen
från Lilla Aggarö når intaget cirka 24 timmar efter utsläppet och är då utspädd minst 1000
gånger. Precis som vid Sandskär späds utsläppet av ammoniumnitrat ut mycket bra (Bilaga B)
och inga förhöjda koncentrationer uppmäts vid råvattenintagen.
42
Figur 28 Tidsserie av koncentrationer vid råvattenintaget i Granfjärden av samtliga simulerade utsläpp
vid samtliga vindriktningar. Koncentrationen motsvarar utspädning av ett ämne med
initalkoncentrationen 1. NH4NO3- ammoniumnitrat, LÄ-lättare ämne, Gr1- Lilla Aggarö, Gr2Granfjärdsklack (SMHI, 2010).
Olycka Lilla Aggarö- Sydlig vind
Det lättare ämnet sprids snabbare på grund av att strömmarna i ytvattnet har en högre
hastighet än bottenströmmarna. Vid sydlig vind sprider sig utsläppet i vindens riktning mot
råvattenintaget (figur 29-31). Vid 48 timmar har det ytliga utsläppet nått punkten där det
planerade råvattenintaget ska ligga och är då utspätt 20 000-100 000 gånger. Observera att
figurerna har en annan skala än de tidigare.
43
Figur 29 Spridning av ett lättare ämne i sydlig
vind efter 3 timmar. Koncentrationen
motsvarar utspädning av ett ämne med
initialkoncentrationen 1 och krysset motsvarar
råvattenintaget (SMHI, 2010).
Figur 30 Spridning av ett lättare ämne i sydlig
vind efter 12 timmar. Koncentrationen
motsvarar utspädning av ett ämne med
initialkoncentrationen 1 och krysset motsvarar
råvattenintaget (SMHI, 2010).
Figur 31 Spridning av ett lättare ämne i sydlig vind efter 48 timmar. Koncentrationen motsvarar
utspädning av ett ämne med initialkoncentrationen 1 och krysset motsvarar råvattenintaget (SMHI,
2010).
44
Olycka Lilla Aggarö- Sydvästlig vind
Det lättare ämnet sprider sig i sydvästlig riktning mot punkten för det planerade
råvattenintaget (figur 32-34). Snabbare spridning vid sydvästlig än sydlig riktning. Utsläppet
har nått punkten för det planerade råvattenintaget efter 12 timmar, men i låga koncentrationer.
Figur 32 Spridning av ett lättare ämne i
sydvästlig vind efter 3 timmar.
Koncentrationen motsvarar utspädning av ett
ämne med initialkoncentrationen 1 och krysset
motsvarar råvattenintaget (SMHI, 2010).
Figur 33 Spridning av ett lättare ämne i
sydvästlig vind efter 12 timmar.
Koncentrationen motsvarar utspädning av ett
ämne med initialkoncentrationen 1 och krysset
motsvarar råvattenintaget (SMHI, 2010).
Figur 34 Spridning av ett lättare ämne i sydvästlig vind efter 48 timmar. Koncentrationen motsvarar
utspädning av ett ämne med initialkoncentrationen 1 och krysset motsvarar råvattenintaget (SMHI,
2010).
45
Olycka Lilla Aggarö- Västlig vind
Det lättare ämnet sprider sig i vindriktningen mot råvattenintaget (figur 35-37). Snabbare
spridning vid västlig än sydlig riktning.
Figur 35 Spridning av ett lättare ämne i västlig
vind efter 3 timmar. Koncentrationen
motsvarar utspädning av ett ämne med
initialkoncentrationen 1 och krysset motsvarar
råvattenintaget (SMHI, 2010).
Figur 36 Spridning av ett lättare ämne i västlig
vind efter 12 timmar. Koncentrationen
motsvarar utspädning av ett ämne med
initialkoncentrationen 1 och krysset motsvarar
råvattenintaget (SMHI, 2010).
Figur 37 Spridning av ett lättare ämne i västlig vind efter 48 timmar. Koncentrationen motsvarar
utspädning av ett ämne med initialkoncentrationen 1 och krysset motsvarar råvattenintaget (SMHI,
2010).
Bottenströmmar
Vid sydvästliga vindar rör sig strömmarna vid råvattenintaget mot väst (figur 38). Vattnet rör
sig norrut längs med Granfjärdens västra strand.
46
Figur 38 Bottenströmmarnas hastighet och riktning i Västeråsfjärden vid sydvästliga vindar på 5 m/s.
Färgen motsvarar hastigheten i m/s. Råvattenintaget är markerat med ett kryss (SMHI, 2010).
Vid västlig vind rör sig bottenströmmarna mot nordväst förbi råvattenintaget och sedan norrut
längs Granfjärdens västra strand och in i Frösåkersviken (figur 39). Västliga vindar utgör
störst risk för att råvattenintaget skall påverkas från ett utsläpp i farleden.
Figur 39 Bottenströmmarnas hastighet och riktning i Västeråsfjärden vid västliga vindar på 5 m/s.
Färgen motsvarar hastigheten i m/s. Råvattenintaget är markerat med ett kryss (SMHI, 2010).
47
5
5.1
RESULTAT
VATTENKEMI
5.1.1 Vattentemperatur
Granfjärden
Djupet vid provtagningspunkten i Granfjärden är 19-19,5 m och temperaturen uppmättes på
varannan meter från ytan till botten. Temperaturen var homogen genom hela djupprofilen
under september till december (figur 40). När ytvattnet kyldes ner till 4 °C sjönk det till
botten och en temperaturskiktning uppstod med varmare vatten vid botten än vid ytan.
Bottenvattnet blev som kallast 2,5 °C. 2009 ägde islossningen rum i början av april. Från
slutet av april, när ytvattnet värmts upp till 4 °C, till mitten av maj var vattenvolymen återigen
omblandad. Sommartid skedde en temperaturskiktning, men, tvärtom mot vintertid, var
vattnet kallare vid botten än vid ytan. Juni till september är de kritiska månaderna då
temperaturskiktningen ger störst påverkan på vattenkvaliteten.
Temperatur [°C]
25
20
15
19 m
10
10,5 m
5
0,5 m
0
Datum
Figur 40 Temperaturvariationer för tre olika djup i Granfjärden.
Temperaturen och syrgashaltens variation med djupet undersöktes för alla
provtagningsdatum. Temperaturprofilen från 10 Maj 2010 (figur 41) var den sista där
temperaturen är homogen genom hela vattenprofilen. Efter det började sommarskiktningen
bildas.
48
Djup [m]
0.0
Temperatur [°C] och syrgashalt [mg/l]
5.0
10.0
15.0
20.0
0.0
-2.0
-4.0
-6.0
-8.0
-10.0
-12.0
-14.0
-16.0
-18.0
-20.0
Temperatur
Syrgashalt
Figur 41 Djupprofil över temperatur och syrgashalt i Granfjärden 10 maj 2010.
Den tredje augusti, då det sista provet togs, uppmättes en tydlig temperaturskiktning och
språngskiktet låg på ett djup av 12-14 meter (figur 42). Det är också vid denna mätning som
syrgashalterna var som lägst, 2,4 mg/l.
Djup [m]
0.0
Temperatur [°C] och syrgashalt [mg/l]
5.0
10.0
15.0
20.0
0.0
-2.0
-4.0
-6.0
-8.0
-10.0
-12.0
-14.0
-16.0
-18.0
-20.0
Temperatur
Syrgashalt
Figur 42 Djupprofil över temperatur och syrgashalt i Granfjärden 3 augusti 2010.
Västeråsfjärden
Någon temperaturprofil vid nuvarande intag gick inte att ta fram eftersom mätningar endast
har gjorts vid 6 meters djup. Däremot har mätningar gjorts på andra platser i Västeråsfjärden i
den årliga recipientkontrollen. Proverna var tagna i Fulleröfjärden, sydväst om råvattenintaget
vid fjärdens västra del, samt vid Västra Holmen, rakt västerut från råvattenintaget (se figur 3).
En tydlig temperaturskiktning hade bildats vid 10 meters djup i Fulleröfjärden och vid 7
meters djup i Västra Holmen (figur 43 och 44). Dessa mätningar gjordes på ett större djup än
vid råvattenintaget vilket gav en mindre vindpåverkad profil. Råvattenintaget på 6 meters djup
49
är påverkat av vind och strömmar vilket hindrar att temperaturskiktning uppstår (Vikergård,
personlig kontakt, 2010).
Temperatur [°C] och syrgashalt
[mg/l]
0
0
0
-2
-2
-4
-4
-6
-6
Djup [m]
Djup [m]
Temperatur [°C] och syrgashalt
[mg/l]
0.0
10.0
20.0
30.0
-8
-10
10
20
30
-8
-10
-12
Temperatur
-12
-14
Syrgashalt
-14
Temperatur
Syrgashalt
-16
-16
Figur 43 Djupprofil över temperatur och
syrgashalt i Fulleröfjärden, 19 juli 2010.
Figur 44 Djupprofil över temperatur och
syrgashalt i Västra Holmen, 19 juli 2010.
Jämförelse
Råvattenintaget i Västeråsfjärden ligger på 6 meters djup och påverkas därför av strömmar
och vind vilket ger en omblandad vattenvolym under en stor del av året. Bottenvattnet i
Granfjärden och råvattnet i Västeråsfjärden hade samma temperatur under de perioder då
omblandning skedde, när vattnet var homogent genom hela vattenpelaren (figur 45). Under
vintern hade bottenvattnet i Granfjärden lite högre temperatur än råvattenintaget i
Västeråsfjärden och under sommaren uppstod motsatta förhållanden. Den högsta
temperaturen som uppmättes under mätperioden var för Granfjärden 18,1 °C (20 augusti
2009) och för Västeråsfjärden 23,9 °C (16 juli 2010).
50
25.0
Temperatur [ C]
20.0
15.0
Västeråsfjärden
driftvärden
Granfjärden 19 m
10.0
5.0
0.0
Datum
Figur 45 Temperaturvariation i Granfjärdens bottenvatten och Västeråsfjärden råvatten. Data för
råvattnet hämtades från Hässlö vattenverks driftrapport.
driftrapport
5.1.2
Syrgashalt
Syrgashalt [mg/l]
Granfjärden
Under 2010 låg isen på Granfjärden från mitten av januari till början av april. Under denna tid
minskade syrgashalten eftersom ingen kontakt fanns
f nns mellan vatten och luft (figur 46). När
isen bröts upp blandadess vattnet om av vinden och syresattes igen. Under sommaren
densitetskiktadess vattenpelaren och syrgashalten sjönk
nk för att nå sitt minimum i augustiseptember, 2,4 mg/l.
14
12
10
8
6
4
2
0
Figur 46 Syrgashaltens
ens variation i Granfjärdens bottenvatten.
bottenvatten
Västeråsfjärden
nns inga uppgifter över syrgashaltens variation.
ariation. Data från
För råvattenintaget fanns
recipientkontrollen användes istället för att undersöka denna parameter (figur 47 och 48).
Samma resonemang gäller för syrgashalten
en som för temperaturen. Då intaget vid Hässlö
51
vattenverk ligger på 6 meters djup uppstår ingen temperaturskiktning och därför inte några
anmärkningsvärt låga syrgashalter. Syrgashalten för båda provtagningspunkterna
Fulleröfjärden och Västra Holmen var lägre än vid botten i Granfjärden trots ett mindre djup.
Temperatur [°C] och syrgashalt
[mg/l]
0
0
0
-2
-2
-4
-4
-6
-6
Djup [m]
Djup [m]
Temperatur [°C] och syrgashalt
[mg/l]
0.0
10.0
20.0
30.0
-8
-10
10
20
30
-8
-10
-12
Temperatur
-12
-14
Syrgashalt
-14
Temperatur
Syrgashalt
-16
-16
Figur 47 Djupprofil över temperatur och
syrgashalt i Fulleröfjärden 19 juli 2010.
Figur 48 Djupprofil över temperatur och
syrgashalt i Västa Holmen 19 juli 2010.
Jämförelse
Syrgashaltsmätningar har gjorts av SLU på botten vid Granfjärden Djurgårds Udde (30 m)
och Norra Västeråsfjärden (8 m) mellan 1967 och 2010. (Mätningarna i Granfjärden 2005 och
2006 gjordes på ett djup av 24,5 m istället för 30 m). Prov tas av SLU flera gånger per år och
årsminimum har i detta arbete beräknats för de båda platserna (figur 49). Syrgashalten i
Granfjärden var, för de flesta år, lägre än i Västeråsfjärden. Notera dock skillnaden i djup
mellan de båda platserna. Västeråsfjärden är betydligt grundare än Granfjärden (Djurgårds
Udde) och därför mer omblandad och inte direkt jämförbar. Under de senaste 10 åren har
mätningar gjorts där syrgashalten i Granfjärden underskridit 2 mg/l för 7 somrar. Dessa 7 år
karakteriserades av varma somrar med lite eller normal nederbörd (ALcontrol Laboratories,
2001-2009). I figuren var syrgashalterna i Granfjärden 1995-2000 ovanligt höga. Detta kan
vara missvisande då proverna under denna period endast togs i mitten av juli och mitten av
september. De lägsta syrgasnivåerna uppmäts oftast i slutet av juli, augusti eller i början av
september. Provtagningen under denna period kan alltså missat den lägsta syrgashalten.
52
14.0
Syrgashalt [mg/l]
12.0
10.0
8.0
6.0
4.0
2.0
0.0
1965
1975
1985
1995
2005
Årtal
Granfjärden Djurgårds Udde (30 m)
Västeråsfjärden N (8 m)
Figur 49 Minimumvärden för syrgashalten i Granfjärden Djurgårds Udde och Västeråsfjärden N 19672010.
1000
12
10
800
8
600
6
400
4
200
2
0
0
jul/09
jan/10
aug/10
12
200
10
150
8
100
6
4
50
2
0
0
feb/11
jul/09
Datum
Järn
14
250
jan/10
aug/10
feb/11
Datum
Syre
Mangan
Figur 50 Järn- och syrgashalt i Granfjärden vid
19 m.
Syre
Figur 51 Mangan- och syrgashalt i Granfjärden
vid 19 m.
53
Syrgashalt [mg/l]
14
Mangan [µg/l]
1200
Syrgashalt [mg/l]
Järn [µg/l]
5.1.3 Järn och mangan
Granfjärden
När syrgashalten var låg uppmättes de högsta halterna av järn- och mangan i bottenvattnet
(figur 50 och 51). Det finns en gräns runt 2 mg/l då en ökning av järn- och manganhalter kan
förväntas på grund av låg syrgashalt (Eriksson, personlig kontakt, 2011). För mätningarna i
Granfjärden var syrgashalten nära detta värde vid ett av mättillfällena, det sista. De, av
svenskt vatten, rekommenderade riktvärdena för mangan i råvatten är 300 µg/l och för järn
1000 µg/l. Rikvärdet för mangan överskreds inte någon gång under provtagningsperioden.
Järnhalterna låg under riktvärdet för alla prover utom ett där det låg på samma värde som
riktvärdet.
Under mätningen den tredje augusti då syrgashalten var som lägst i de djupare delarna av
Granfjärden skedde en ökning av halterna järn och mangan med djupet (figur 52).
Järn och mangan [µg/l]
200
400
600
Djup [m]
0
800
0.0
-2.0
-4.0
-6.0
-8.0
-10.0
-12.0
-14.0
-16.0
-18.0
-20.0
Järn
Mangan
Figur 52 Järn- och manganhalter i Granfjärden 3:e augusti 2010.
Vintertid var förhållandena de motsatta när det gällde järn (figur 53 och 54). Halten minskade
med djupet trots att syrgashalten var densamma eller lägre i bottenvattnet än vid ytan.
Järn [µg/l]
200
400
600
800
11.5
0.0
0.0
-2.0
-2.0
-4.0
-4.0
-6.0
-6.0
-8.0
-8.0
Djup [m]
Djup [m]
0
Syrgashalt [mg/l]
-10.0
-12.0
12.5
13
-10.0
-12.0
-14.0
-14.0
-16.0
-16.0
-18.0
-18.0
-20.0
-20.0
Figur 53 Järnhaltens variation med djupet i
Granfjärden, februari 2010.
12
Figur 54 Syrgashaltens variation med djupet i
Granfjärden, februari 2010.
Resultat från provtagningen av järn och mangan presenteras i tabell 5. Kryssen i tabellen
betyder att halterna var för låga för att kunna mätas. Järnanalysens lägsta mätvärde är 0,2 mg/l
och mangananalysens 0,005 mg/l. Proverna förvarades i frysen under en månad, vilket kan ha
påverkat analysresultaten. För samtliga ofiltrerade prov gav mangananalysen resultat. Vid
ytan och vid 7 meter var mangan bundet vid partiklar och försvann därför vid filtrering. För
54
bottenproven fanns fortfarande mangan kvar efter filtrering och syresättning. Vid provtagning
var vattnet syresatt och inga höga halter kunde förväntas.
Tabell 5 Analys av prover på järn och mangan. Kryss betyder att koncentrationerna var under
mätområdet
Mangan [mg/l] Järn [mg/l]
Ofiltrerat
0,043
x
Filtrerat
x
x
Ofiltrerat
0,044
x
Filtrerat
x
x
Ofiltrerat
0,07
x
Filtrerat
0,02
x
Prov
Yta
7m
18 m
5.1.4
pH
Jämförelse
Inga tydliga skillnader i pH finns mellan de olika mätstationerna (figur 55). pH-sänkningen
för Västra Holmen skedde vid samma tidpunkt som en konduktivitetsstörning (figur 58). Ett ttest gjordes för att statistiskt undersöka om det fanns någon signifikant skillnad mellan
Västeråsfjärdens råvatten och Granfjärdens bottenvatten. Vid 95 % konfidensnivå fanns ingen
skillnad i pH-värdet.
8.0
pH
7.8
7.6
Västra Holmen
7.4
Fulleröfjärden
7.2
Granfjärden 19 m
7.0
Västeråsfjärden råvatten
Datum
Figur 55 pH-variationen för fyra olika mätstationer.
5.1.5
Alkalinitet
Jämförelse
Alkaliniteten i Granfjärden låg på ett relativt konstant värde under hela mätperioden (figur
56). Av de mätningar som gjordes fanns det inga signifikanta skillnader mellan alkaliniteten i
Granfjärden och i råvattnet i Västeråsfjärden vid 95 % konfidensintervall.
55
40
Alkalinitet [mg/l]
35
30
25
20
Västeråsfjärden råvatten
15
Granfjärden 19 m
10
5
jul/10
jun/10
maj/10
apr/10
mar/10
feb/10
jan/10
dec/09
nov/09
okt/09
sep/09
aug/09
jul/09
jun/09
maj/09
0
Figur 56 Alkalinitetsvariationen i Granfjärden och i Västeråsfjärdens råvatten.
40
8
35
7.8
30
7.6
25
7.4
20
7.2
15
7
10
6.8
5
6.6
0
6.4
Alkalinitet
Konduktivitet
pH
Alkalinitet [mg/l] och Konduktivet
[mS/m]
I slutet av oktober 2009 sker en sänkning av alkalinitet, pH och konduktivitet i Granfjärdens
ytvatten (figur 57). Parametrarna är kopplade till varandra och en ändring i en av
parametrarna medför också en ändring i de andra. Eventuellt kan något fel skett vid
provtagningen eller vid analysen.
pH
Figur 57 Alkalinitet, Konduktivitet och pH i Granfjärdens ytvatten.
5.1.6 Konduktivitet
Det fanns inga signifikanta skillnader i konduktivitet mellan råvattnet vid Västeråsfjärden och
vid Granfjärden (figur 58) vid konfidensintervallet 95 %. Mätningarna i Fulleröfjärden och
Västra Holmen följde samma trend som Granfjärden och råvattnet i Västeråsfjärden förutom
vid Västra Holmen i mars då konduktiviteten gick ned till 9,5 mS/m. Vad detta berodde på är
oklart men vid samma tidpunkt skedde även en sänkning i pH (figur 55).
56
Konduktivitet [mS/m]
15.0
14.0
13.0
Västra Holmen
12.0
Fulleröfjärden
Granfjärden 19 m
11.0
Västeråsfjärden råvatten
10.0
9.0
Datum
Figur 58 Konduktivitetsvariationen för fyra mätstationer.
5.1.7 Organiskt material
Mätning av det organiska materialet görs på olika sätt vid de olika provtagningspunkterna.
SLU och recipientkontrollerna analyserar TOC medan råvattnet vid Västerås och Granfjärden
analyseras med avseende på CODMn. Det är få mätningar för råvattnet men enligt de
mätningar som gjordes visade t-testet att det organiska materialet är signifikant högre i
Västeråsfjärden än i Granfjärdens bottenvatten vid 95 % konfidensintervall (figur 59).
14
CODMn [mg/l]
12
10
8
6
Västeråsfjärden
råvatten
4
Granfjärden 19 m
2
jul/10
jun/10
maj/10
apr/10
mar/10
feb/10
jan/10
dec/09
nov/09
okt/09
sep/09
aug/09
jul/09
jun/09
maj/09
0
Figur 59 Kemisk syreförbrukning, COD-Mn, för Granfjärden och råvattnet i Västeråsfjärden.
57
Den totala halten organiskt material, TOC, mäts i recipientkontrollen och vid SLU:s
mätstationer. I februari-april var halterna som högst vid samtliga mätstationer (figur 60). Vid
alla provtagningar utom en i juni var halterna lägre i Granfjärden Djurgårds Udde än
Västeråsfjärden N. T-testet visade även här på signifikant lägre halter i bottenvattnet vid
Granfjärden Djurgårds Udde än i bottenvattnet vid Västeråsfjärden N. Värdena i
Fulleröfjärden och Västra Holmen låg lite lägre än i Västeråsfjärden N förutom i mitten av juli
2010.
18
16
Granfjärden
Djurgårds Udde
TOC [mg/l]
14
12
Västeråsfjärden N
10
vf6
(recipientkontrollen)
8
6
vf11
(recipientkontrollen)
4
2
0
Datum
Figur 60 Den totala halten organiskt material i SLU:s och recipientkontrollens mätstationer.
5.1.8 Turbiditet
Turbiditet mäts kontinuerligt på inkommande råvatten till vattenverket. Turbiditeten hos
Västeråsfjärdens råvatten var högre vintertid än sommartid (figur 61). För Granfjärden var
trenden tvärtom, med hög turbiditet sommartid och låg vintertid. För att kunna dra några
slutsatser av detta krävs fler mätningar. Det fanns inga signifikanta skillnader mellan
intagspunkterna enligt t-testet vid 95 % konfidensintervall. SLU gör tyvärr inga mätningar på
turbiditeten.
Turbiditet [FNU]
25.0
20.0
15.0
Västeråsfjärden
råvattenintag
10.0
Granfjärden 19 m
5.0
0.0
jul/09
okt/09
jan/10
maj/10
Datum
aug/10
nov/10
Figur 61 Turbiditetsvariationen i Granfjärden och i Västeråsfjärdens råvatten.
58
5.1.9 Färgtal och absorbans
Färgtalet mäts vid 405 nm i Granfjärden och på råvattnet i Västeråsfjärden. Färgtalet i
Granfjärden var vid mätningarna signifikant lägre vid ett konfidensintervall på 95 % (figur
62). Färgtalet mäts kontinuerligt på råvattnet i Västeråsfjärden men då används våglängden
455 nm. SLU slutade mäta färgtalet 1977, där mäts istället absorbansen vid 420 nm, vilken
inte går att jämföra med de andra mätningarna.
120
Färg [mg/l Pt]
100
80
60
Västeråsfjärden råvattenintag
40
Granfjärden 19 m
20
jul/10
jun/10
maj/10
apr/10
mar/10
feb/10
jan/10
dec/09
nov/09
okt/09
sep/09
aug/09
jul/09
jun/09
maj/09
0
Figur 62 Absorbansen vid 405 nm i Granfjärden (19 m) och Västeråsfjärden råvattenintag (6 m).
Färgen från recipientkontrollen analyserades också vid 405 nm och en jämförelse med
Granfjärden gjordes (figur 63). Enligt t-testet var färgen signifikant lägre i Granfjärden än i
Västeråsfjärden vid 95 % konfidensintervall.
100
90
80
Färg [mg/l Pt]
70
60
Fulleröfjärden
50
Granfjärden 19 m
40
Västra Holmen
30
20
10
0
jul/09
okt/09
jan/10
Datum
maj/10
Figur 63 Absorbansen vid 405 nm i Granfjärden och Västeråsfjärden.
59
aug/10
Absorbans ofiltrerat [abs/5cm]
Det var inga större skillnader i årsmedel av den ofiltrerade absorbansen mellan Granfjärden
Djurgårds Udde och Västeråsfjärden N (figur 64). Absorbansen har ökat sedan 60-talet för
båda provpunkterna.
0.50
0.45
0.40
0.35
0.30
0.25
0.20
0.15
0.10
0.05
0.00
1965
1970
1975
1980
1985
1990
1995
2000
2005
2010
Årtal
Granfjärden Djurgårds Udde
Västeråsfjärden N
Figur 64 Årsmedel av absorbansvariationen för ofiltrerat vatten vid SLU:s mätstationer Granfjärden
Djurgårds Udde (30 m) och Västeråsfjärden N (8 m).
5.1.10 Siktdjup
Siktdjupet i Granfjärden är större än i Västeråsfjärden och har sedan mitten av 70-talet
minskat för båda punkterna (figur 65). Figuren har tagits fram med SLU:s data från
Granfjärden Djurgårds Udde och Norra Västeråsfjärden.
Årtal
1960
0.0
1965
1970
1975
1980
1985
1990
1995
2000
2005
2010
Siktdjup [m]
0.5
1.0
1.5
2.0
2.5
3.0
Granfjärden Djurgårds Udde
Västeråsfjärden N
Figur 65 Årsmedel siktdjup 1967-2010.
Siktdjupet var lite större vid den undersökta intagningspunkten än vid SLU:s
provtagningspunkt Granfjärden Djurgårds Udde och Västeråsfjärden N (figur 66). Siktdjupet
mättes inte i Granfjärdens under januari till mars på grund av isläggningen.
60
Datum
jul/09
okt/09
jan/10
maj/10
aug/10
0
Granfjärden
Siktdjup [m]
0.5
Västeråsfjärden N
1
1.5
Granfjärden Djurgårds
Udde
2
2.5
Figur 66 Siktdjupet i Granfjärden och i SLU:s mätsationer Granfjärden Djurgårds Udde och
Västeråsfjärden N.
5.1.11 Kalcium
Kalciumhalterna i Västeråsfjärden och Granfjärden varierade mellan 11 mg/l och 13 mg/l
under året (figur 67). Det var ingen signifikant skillnad mellan de båda fjärdarna vid 95 %
konfidensintervall.
13.5
Kalcium [mg/l]
13
12.5
12
11.5
Västeråsfjärden råvatten
11
Granfjärden 19 m
10.5
Figur 67 Kalcium i Västeråsfjärden och Granfjärden.
61
jul/10
jun/10
maj/10
apr/10
mar/10
feb/10
jan/10
dec/09
nov/09
okt/09
sep/09
aug/09
jul/09
jun/09
maj/09
10
6
DISKUSSION
6.1 VATTENKEMI
Vattentemperatur
Bottenvattnet i Granfjärden hade en lägre temperatur under sommaren än bottenvattnet i
Västeråsfjärden. Risken att överskrida riktvärdet (12 °C) på utgående dricksvatten minskas
om intaget flyttas till Granfjärden där temperaturen aldrig överskred 20 °C. Badelundaåsen
fungerar dessutom som temperaturutjämnare över året, d.v.s. värmer upp vattnet vintertid och
kyler det sommartid (Mälarenergi, 2010b). Ett inflöde av ett kallare vatten till åsen under
sommaren kan sänka temperaturen på utgående vatten under den period då risken är störst för
att få höga temperaturer i utgående dricksvatten. Hur betingelserna i åsen påverkas av en
sådan sänkning av temperaturen sommartid och förhöjning vintertid är oklart. Dock var
skillnaderna relativt små och pågår under en begränsad period av sommaren. Vintertid skiljde
temperaturen mellan Västeråsfjärdens och Granfjärdens bottenvatten ett par grader.
Med ett varmare klimat i framtiden blir också ytvattnet varmare, vilket medför skarpare och
starkare temperaturskiktning som också varar längre under sommaren (Svenskt vatten, 2007).
Granfjärden var temperaturskiktad från juni till september och under vintern, då det fanns is.
Mätningarna från 2010 slutar i början av augusti men vanligtvis är fjärden skiktad in i
september (Eriksson, personlig kontakt, 2011). Det är under sommarmånaderna som
temperaturskiktningen har störst inverkan på vattenkvaliteten. Västeråsfjärdens bottenvatten
påverkas i högre grad av temperaturen i luften än vad bottenvattnet i Granfjärden gör. Troligt
är därför att Västeråsfjärdens vattentemperatur påverkas mer av ett varmare klimat än
Granfjärdens.
I temperaturprofilerna från Fulleröfjärden och Västra Holmen låg språngskiktet runt 7-10
meters djup under juli månad. Eftersom Västeråsfjärdens råvattenintag ligger på 6 meters djup
kan man anta att det inte uppstår någon stark skiktning vid detta djup under somrarna.
Råvattenintaget är i hög grad påverkad av vind och strömmar genom hela vattenpelaren.
Syrgashalt
Syrgashalten vid intagsdjupet i Västeråsfjärden gick inte att jämföra med syrgashalten på
botten vid det planerade intaget i Granfjärden. Samma resonemang gäller för syrgashalterna i
Fulleröfjärden och vid Västra Holmen som för temperaturerna. Västeråsfjärdens råvatten tas
in vid 6 meter där vattnet är omblandat under den största delen av året och därför är risken för
låga syrgashalter låg. Syrgashalten som har uppmätts i bottenvattnet vid Fulleröfjärden och
Västra Holmen är mycket låg, lägre än i Granfjärden trots ett mindre djup.
Under provtagningen i Granfjärden uppmättes den lägsta syrgashalten i början av augusti
2010, när det sista provet togs. Syrgashalten var då 2,4 mg/l. Mycket troligt är att syrgashalten
fortsatte att sjunka fram till början eller mitten av september. Ett varmare klimat med längre
tid med skiktningar i Granfjärden ökar risken för låga syrgashalter i bottenvattnet (Svenskt
vatten, 2007).
62
Järn och mangan
Med låga syrgashalter ökar risken för att lösligt järn och mangan frisläpps till bottenvattnet. I
resultaten från Granfjärden uppmättes en liten ökning av dessa halter under slutet av
skiktningsperioden, i augusti-september. Det är dock osäkert om detta berodde på låga
syrgashalter eller tillförsel från externa källor. Det var inga anmärkningsvärt höga halter av
varken järn eller mangan. Det är oftast när syrgashalten sjunker under 2 mg/l som järn- och
manganhalterna ökar väsentligt (Eriksson, personlig kontakt, 2011). I det fall då höga halter
av järn och mangan från Granfjärdens intag under språngskiktet utgör ett problem i
dricksvattenberedningen finns det möjlighet att byta till det övre av de två intagen.
Det finns en stor osäkerhet för de prover som togs i Granfjärden i november. Proverna togs i
en flaska och förvarades i frysen under flera veckor. Under förvaringstiden kan mangan- och
järnhalterna påverkas om de inte konserveras med syra (SLU, 2011). Analysen gjordes på
avloppsreningsverkets laboratorium med de förutsättningar som fanns. En analys gjord av ett
ackrediterat laboratorium hade antagligen gett andra resultat.
De prover som ALcontrol Laboratories tog på mangan överskred aldrig Svenskt vattens
riktvärden för råvattenkvalitet. När det gäller järn överskreds värdet vid en provtagning. Det
är osäkert vad som gäller för denna provtagning då det i två olika protokoll för samma prov
stod olika halter. Värdet som visas i diagrammet är den högre av dessa två.
Vid råvattenintaget i Västeråsfjärden är risken för låga syrgashalter väldigt liten. Det är grunt
och omblandning genom vind och strömmar sker under största delen av året. Risk för förhöjda
halter av järn och mangan är därför ytterst liten här.
Organiskt material
Det var oväntat liten skillnad i organiskt material mellan Västeråsfjärden och Granfjärden.
Analyserna av den kemiska syreförbrukningen (CODMn) visade att halterna låg lägre i
Granfjärden än Västeråsfjärden. Det är svårt att dra någon slutsats om det gäller för hela året
med de få mätningar som finns. T-testet bekräftade att det finns en signifikant skillnad med
lägre halter i Granfjärdens bottenvatten än i Västeråsfjärdens vid 95 % konfidensintervall.
Detta gäller både för ALcontrol Laboratories och SLU:s prover (TOC).
Färgtalet var signifikant mindre och siktdjupet signifikant större i Granfjärden, vilket också
talar för en lägre halt av organiskt material. En möjlig orsak till att den organiska halten var
lägre i Granfjärden än Västeråsfjärden kan vara de tillflöden som mynnar i Västeråsfjärden
och Blacken. Dessa tillflöden, Svartån, Kolbäcksån och Hedströmmen, tillför stor del av det
organiska materialet och samtliga av dessa belastar Västeråsfjärden i större utsträckning än
Granfjärden (Eriksson, personlig kontakt, 2011). Enligt de mätningarna som har gjorts kan
vattnet i Granfjärden vara bättre lämpat för dricksvattenberedning med avseende på det
organiska innehållet (CODMn). Skillnaden är dock liten. Absorbansen (420 nm) har ökat i
både Granfjärden och Västeråsfjärden sedan mitten av 1970-talet. Ökningen har registrerats i
hela Mälaren och beror troligtvis på en ökad nederbörd, vilket tillför mer organiskt material
till sjön.
63
Turbiditeten
Turbiditeten var den parameter som var svårast att jämföra mellan de olika fjärdarna. Det
skulle behövas längre mätserier för att kunna dra några slutsatser om trender eller skillnader
över året. Som resultaten såg ut var turbidteten högre i Granfjärden än Västeråsfjärden
sommartid medan den var lägre vintertid. Om denna trend är så för alla år går inte att säga
med de mätningar som finns tillgängliga.
6.2 RISKER
Riskerna har behandlats genom att identifiera potentiella föroreningsrisker för de båda
fjärdarna samt genom en simulering av olyckor med utsläpp av olika ämnen. Simuleringen
gjordes av SMHI och resultaten presenterades i avsnitt 4.1 och i bilaga B. Vinddata visade att
den vanligast förekommande vindriktningen under september månad var sydvästlig, följt av
sydlig, västlig och nordostlig. Den vanligaste vindhastighet var 3 m/s men i simuleringarna
valdes 5 m/s, som för några av vindriktningarna är den näst vanligaste vindriktningen. Samma
vindhastighet valdes för samtliga vindriktning för att kunna jämföra resultaten.
I SMHI:s simulering försvann områden med ”nollkoncentrationer” på grund av numerisk
diffusion. I modellen utfördes beräkningar i alla celler och ett område utan påverkan från det
simulerade utsläpp kunde efter en tids simulering visa en mycket låg koncentration. Vid
tolkningen av tidsserierna bör man ta hänsyn till det.
6.2.1 Västeråsfjärden
Vid sydvästlig och västlig vind rör sig vattenmassan i en medurs cirkulation i fjärden vilket
innebär att ytvattnet i fjärden rör sig mot råvattenintaget. Ett utsläpp någonstans längs
stranden når förr eller senare råvattenintaget men är då mer eller mindre utspätt. Ju närmre
råvattenintaget utsläppet sker desto mindre utspädning. Med de utsläpp simulerade i SMHI:s
modell belastades råvattenintaget i Västeråsfjärdens mest vid västliga och sydvästliga vindar.
De utsläppsmängder som valdes i simuleringen späddes ut minst 100 000 gånger med rådande
vindriktning, vindhastighet och temperatur. Ett större utsläpp eller en ändring av
utsläppsperiod skulle antagligen ge ett annat spridnings- och utsläppsmönster.
De olyckor vilka simulerades i SMHI:s modell utgör ingen risk för råvattenintaget i
Västeråsfjärden. Koncentrationerna som når råvattenintaget är mycket låga (utspädda minst
100 000 gånger). Däremot kan risken vara högre för kontinuerliga utsläpp som successivt kan
försämra vattenkvaliteten på lång sikt. Nödbräddavlopp, dagvattenutsläpp, fartygstrafik och
aktivitet från småbåtshamnar och fritidsbåtar förekommer på flera ställen nära dagens
råvattenintag och kan därför utgöra en liten risk för råvattenkvaliteten i Västeråsfjärden,
speciellt vid sydvästliga och västliga vindar. Fler extrema regn och översvämningar väntas i
framtiden och det finns då en risk att föroreningar till Västeråsfjärden kan öka.
Det är möjligt att valet av svavelsyra som ämne var fel. Svavelsyra har hög densitet och
blandas mycket dåligt. Ett värre scenario är troligtvis om utsläppet hade varit kontinuerligt
och fjärden hade varit skiktad. Då hade spridningen och utspädningen varit långsam med
högre halter vid råvattenintaget som en trolig konsekvens. Däremot kan ett så stort utsläpp av
svavelsyra påverka pH-värdet i fjärden, vilket skulle ge konsekvenser i dricksvattenberedningen.
64
Vid en sydvästlig och sydlig vind förs en eventuell förorening från Björnös västra strand upp
mot råvattenintaget. Det skall dock påpekas att detta är egna tolkningar av bilderna över
bottenströmmarna. En förorening i ytvattnet kan spridas på ett helt annat sätt än i
bottenströmmarna.
Hässlö vattenverk är skyddat mot mikrobiell förorening i dricksvattnet med tre olika
mikrobiologiska barriärer. Effektiviteten för dessa kommer att utvärderas under våren 2011.
Prover skall tas både i Västeråsfjärden och också Granfjärden för att undersöka hur halten av
mikroorganismer varierar över året och vid olika väderförhållanden.
6.2.2 Granfjärden
Strömmarna från de simulerade olycksplatserna drev ett utsläpp mot råvattenintaget vid
framförallt västlig och sydvästlig vind (samma vindriktningar som för Västeråsfjärden). Det
var utsläppen av ett lättare ämne vid Lilla Aggarö och Granfjärdsklack som snabbast nådde
råvattenintaget. Utspädningen är 1 000 till 10 000 gånger vid de förhållanden som SMHI
simulerade. Med två intagsnivåer är den djupare mest skyddad mot föroreningar, både med
och utan skiktning. Ett utsläpp vid ytan måste sjunka genom hela vattenpelaren och späds då
samtidigt ut. Vid en skiktning skyddas intaget dels av långsamma bottenströmmar och dels av
språngskiktet där föroreningens spridning i djupled kan avta på grund av densitetsskillnader.
Avståndet från Västerås stad är troligtvis för långt för att vattenkvaliteten i Granfjärden skulle
påverkas av verksamheterna och aktiviteterna. Det finns inga stora verksamheter motsvarande
de kring Västeråsfjärden som kan påverka vattenkvaliteten i Granfjärden. Däremot kan intaget
i Granfjärden vara mer utsatt för risker från fartygstrafiken. Alla fartyg till och från Västerås
och Köpings hamn passerar förbi Granfjärden till skillnad från Västeråsfjärden där endast
fartygen till Västerås passerar. Dock borde skillnaden vara liten då många fler fartyg anlöper
till Västerås än Köping och därför passerar båda intagen. Avståndet från farleden till
råvattenintaget i Granfjärden är däremot kortare än i Västeråsfjärden. Ett utsläpp sprider sig
snabbare till råvattenintaget i Granfjärden än i Västeråsfjärden.
De större områdena med bebyggelse runt Frösåkersviken som idag har enskilt avlopp ansluts
inom 10 år till det kommunala ledningsnätet och därigenom minskar den mikrobiella
belastningen till Granfjärden. Miljö- och hälsoförvaltningen arbetar kontinuerligt med att
ställa krav på fastighetsägare med enskilda avlopp för att minska belastningen på Mälaren. På
vissa gårdar finns djur som kan utgöra en risk för mikrobiell förorening. Strandnära
betesmarker nära råvattenintaget bör undvikas då djuren sprider mikroorganismer genom sin
avföring. Hög nederbörd och översvämningar ökar risken för spridning av mikroorganismer
från avföring till ytvattnet. De mikrobiella riskerna för Granfjärden kan anses vara små
jämfört med de risker som finns i Västeråsfjärden. Belastningen och variationen av
mikroorganismer skall undersökas våren 2011 i arbetet med att undersöka de mikrobiologiska
säkerhetsbarriärernas effektivitet.
Längst in i Frösåkersviken gränsar Frösåkers golfbana till Mälaren. De anmälde senaste 2005
att bekämpningsmedel användes vid driften av anläggningen. På senare år har Miljö- och
hälsoskyddsförvaltningen inte fått någon information om fortsatt användning men en
undersökning över detta bör göras.
65
7
SLUTSATSER
7.1 VATTENKEMI
Trots det stora avståndet från Västerås stad till Granfjärden var skillnaden i vattenkvalitet
mellan fjärdarna oväntat liten. Några skillnader har uppmärksammats i detta arbete och
sammanfattas nedan.
- Halten organiskt material var, enligt t-testet, signifikant lägre i Granfjärden än
Västeråsfjärden. Mätningar av den kemiska syreförbrukningen (CODMn), den totala halten
organiskt material (TOC), vattenfärg och siktdjup mellan de olika fjärdarna talar för ett, ur
dricksvattensynpunkt, lite bättre vatten i Granfjärden.
- Med nuvarande råvattenintag överskrids riktvärdet (12 °C) för temperaturen sommartid. I
Granfjärden kan intaget placeras djupare ned och därmed blir vattnet kallare än vid
råvattenintaget i Västeråsfjärden under de perioder då fjärden är skiktad. Temperaturen i
Granfjärden var som högst 18,1 °C (19 m) jämfört med Västeråsfjärdens 23,9 °C (6 m).
- I Granfjärden uppstod en temperaturskiktning från mitten av maj till september. Under
denna period förhindrar temperaturskiktningen omblandning vilket gör att de syretärande
processerna förbrukar syret utan att det tillförs något nytt. Som lägst var syrgashalten 2,4 mg/l
under augusti 2009-augusti 2010. Det lägsta värdet uppmättes vid sista provtagningen, den
tredje augusti 2010. Möjligen sjönk denna ytterligare efter att mätningarna avbröts.
Sommaren 2010 var ovanligt varm under första delen. Detta kan ha bidragit till en högre
algproduktion i juni-juli än normalt, vilket resulterade i en hög syreförbrukning i
bottenvattnet.
- En låg syrgashalt gör att järn- och manganföreningar reduceras och blir lösliga. Halterna i
Granfjärden blev inte högre än Svenskt vattens riktvärden men kan, om syrgashalten blir
lägre, kunna utgöra ett problem i dricksvattenberedningen. De halter som uppmättes under
mätperioden var inte anmärkningsvärt höga och berodde troligtvis inte på låga syrgashalter
(Eriksson, personlig kontakt, 2011).
- Vid råvattenintaget i Västeråsfjärden är vattnet omblandat under stora delar av året. Inga
problem uppstår här till följd av låga syrgashalter.
- De mätningar som har gjorts för de båda råvattenintagen har alla underskridit de riktvärden
som Svenskt vatten har som rekommendation för råvatten.
7.2 RISKER
Riskbilden för de båda fjärdarna ser lite olika ut. I Västeråsfjärden dominerar stadens
verksamheter och aktiviteter tillsammans med sjöfarten som största riskfaktorer. I Granfjärden
är det istället farleden som är den största risken.
- Sydvästliga vindar är vanligast förekommande följt av sydliga, västliga och nordostliga.
- De utsläpp som användes i SMHI:s simulering spreds långsamt till råvattenintagen och
utspädningen var god.
66
- Spridningen av ett utsläpp med ett lättare ämne vid Granfjärdsklack eller Lilla Aggarö
innebar den största risken av de simulerade utsläppen i Granfjärden. I Västeråsfjärden är
utsläpp av svavelsyra i Svartån och släckvatten i oljehamnen de största riskerna.
- Enligt simuleringarna är risken att en förorening ska spridas till de båda råvattenintagen
störst vid sydvästlig och västlig vind. Dessa vindriktningar medför att föroreningsutsläpp
längs Västeråsfjärdens norra och östra del förs mot råvattenintaget i Västeråsfjärden. I
Granfjärden sprids ett ytligt utsläpp mot råvattenintaget vid dessa vindriktningar.
- Det finns betydligt fler föroreningsskadade områden, nödbräddavlopp och dagvattenutsläpp i
Västeråsfjärden än Granfjärden. Aktiviteten i småbåtshamn och av fritidsbåtar är också större
i närheten av råvattenintaget i Västeråsfjärden än i Granfjärden.
- De största riskerna i Granfjärden, bortsett från fartygstrafiken, är diffusa utsläpp av
mikroorganismer från betesmark, enskilda avlopp, djurhållning etc. En undersökning kommer
att göras över detta under våren 2011.
67
8
REFERENSER
8.1 TRYCKTA
Berghult, B., Elfström Broo, A., Hem, L.J., Wold Österhus, S., (2006) Järnkorrosion i
dricksvattenledningar- betydelsen av strömningshastighet och beredningssteg för reduktion
av NOM, Rapport 2006-05, VA-forsk, Svenskt vatten
Berglund, M., Ljung, K., Vahter, M., (2007) Manganese in drinking water, Karolinska
institutet, Stockholm
Dafo, (2010) Skum tekniska data, http://www.dafo.se/sv/skum Hämtad 2010-11-12
Dotzsky, D., (2007) Miljökonsekvens av oljecisternbrand vid Mälarhamnar AB,
Examensarbete, Mälardalens Högskola, Västerås
Edman, A., Gyllenram, W., (2010) Spridning av kylvatten i Västeråsfjärden, SMHI,
Norrköping
Ekerö kommun, Norrvatten, Stockholm vatten, (2001) Vattenskydd Östra MälarenYtvattentäkterna Lovö, Norsborg, Görväln samt Skytteholm,Stockholm
Eriksson, U., (2007) Västerås vattenförsörjning- Skydd av vattentäkterna Hässlö,
Fågelbacken samt delar av Mälaren, Presentation till Mälarenergi, Ramböll AB, Uppsala
Friberg, J., Rosén, L., (2003) Påverkan på säkerheten i dricksvattenförsörjningen från
strandbetande nötkreatur- fallstudie Göta Älv, VA-forsk, Svenskt vatten
Gemensamma staben, (1998) Miljöfarliga lämningar, MAL-avdelningen, Miljösektionen
Gray, N.F., (2008) Drinking water quality-Problems and Solutions, Second edition,
Cambridge, University of Dublin, Dublin
Gustafsson, A., Nilsson, S., (2009) Miljöeffekter av ny sluss i Södertälje och
farledsförbättringar i Mälaren- översiktlig kunskapssammanställning, WSP
Gyllenram, W., Hallberg, K., (2010) Spridning och utspädning av utsläpp i Västerås- och
Granfjärden, Rapport NR 2010-87, SMHI, Göteborg
Göransson, C-G., Isgård, E., (1982) Recipientundersökningar i Västeråsfjärden med
spårämne och bakterier, VBB, Västerås
Håkanson, L., (1999) Water Pollution, Backhuys, Leiden
Jacobsson, H., (2006a) Sediment quality of the fare lane to Västerås, Sweden, Mälardalens
Högskola, Västerås
Jacobsson, H., (2006b) Ekologiska risker med handelssjöfarten på Mälaren, ISSN 1651-9256,
Mälardalens Högskola, Västerås
68
Jacobsson, H., (2006c) Risk modelling; definitions and methods of risk modelling in relation
to shipping in Lake Mälaren, Mälardalens Högskola, Västerås
Johansson, L., (2003) Utvärdering av långsiktiga trender i Mälaren- En studie av
råvattenkvalitet vid Lovö vattenverk 1935-2002, R-nr 23-2003, Stockholm vatten, Uppsala
Universitet
Karlsson, A., (2009) Västeråsfjärden- Utredning av strömmar och vattenkvalitet, DHI,
Göteborg
Kemira, (2010) Säkerhet, hälsa, milj- Hantering av Kemwaters produkter.
www.kemira.com/.../Säkerhet,%20Hälsa%20och%20Miljö.pdf Hämtad 2010-10-07
Livsmedelsverket, (2005) Livsmedelverkets föreskrifter om dricksvatten SLVFS 2001:30,
Livsmedelverket
Livsmedelsverket, (2006) Vägledning till Livsmedelverkets föreskrifter (SLVFS 2001:30) om
dricksvatten, Livsmedelsverket
Lundberg, S., von Proschwitz, T., (2007) Mälarens stormusselfauna- Resultat från
inventeringar längs Mälarens stränder, PM från Naturhistoriska museet, 2007:2,
Naturhistoriska riksmuseets småskriftserie, ISSN: 0585-3249
Länsstyrelsen Västmanlands län, (2011) Frösåker
http://www2.lansstyrelsen.se/vastmanland/Sv/djur-och-natur/skyddadnatur/naturreservat/vasteras/frosaker/Pages/index.aspx Hämtad 2011-01-12
MariTerm AB, (2002) Mälarsjöfarten och näringslivet- nuläget och framtiden, MariTerm
AB, Västerås
Miljömålsportalen, (2010) http://www.miljomal.se Hämtad 2010-01-03
Mälarenergi, (2007) Västerås vattenskyddsområden- Hässlö och Fågelbacken, Mälarenergi
AB, Västerås
Mälarenergi, (2010a) Recipientkontroll Svartån-Västeråsfjärden 2009, Mälarenergi AB
Mälarenergi, (2010b) Ansökan om inrättande av vattenskyddsområde med tillhörande
skyddsföreskrifter i Västerås kommun (del av Mälaren och Badelundaåsen), Mälarenergi,
Västerås
Mälarens vattenvårdsförbund, (2000) Mälaren- miljötillstånd och utveckling 1965-98,
Institutionen för vatten och miljö, SLU, Uppsala
Mälarens vattenvårdsförbund, (2008) Mälaren- en sjö för miljoner.
http://www.malaren.org/artikel.asp?categoryID=2 Hämtad 2010-12-17
Mälarens vattenvårdsförbund, (2010) Miljöövervakning i Mälaren 2009, Rapport 2010:7,
Institutionen för vatten och miljö, SLU, Uppsala
69
Naturvårdsverket, (1999) Bedömningsgrunder för miljökvalitet, Sjöar och vattendrag,
Rapport 4913, Naturvårdsverket
Naturvårdsverket, (2003) Vattenskyddsområde- Handbok med allmänna råd, Handbok
2003:6, Naturvårdsverket, Stockholm
Nordling, C., Österman, J., (2006) Physics Handbook- for Science and Engineering,
Studentlitteratur, Lund
Norrvatten, (2010) Mälaren- vår vattentäkt
http://www.norrvatten.se/Dricksvatten/Malaren---var-vattentakt/ Hämtad 2010-12-07
Pettersson, T., Åström, J., (2009) Mikrobiologisk förorening av ytvattentäkter- kommunala
avloppsutsläpp och stokastisk simulering, Rapport 2009-04, Svenskt vatten utveckling,
Göteborg
Regeringskansliet,( 2010) Miljövänlig sjöfart
http://www.sweden.gov.se/sb/d/10459/a/101817 Hämtad 2010-11-12
SLU, (2010a) Vattenkemiska analysmetoder
http://www.slu.se/vatten-miljo/vattenanalyser Hämtad 2010-09-23
SLU, (2010b) Vattendatabank
http://info1.ma.slu.se/db.html?epslanguage=sv Hämtad 2010-09-02
SLU, (2011) Metaller i vatten
http://www.slu.se/sv/fakulteter/nl/om-fakulteten/institutioner/institutionen-for-vatten-ochmiljo/laboratorier/vattenkemiska-laboratoriet/vattenkemiska-analysmetoder/metaller-i-vattenicp-ms/ Hämtad 2011-02-02
Sonesten, L., Vrede, T., Wallin, M., Wallman, K., (2010) Miljöövervakning i Mälaren 2009,
Rapport 2010:7, Institutionen för vatten och miljö, SLU, Uppsala
Stockholm Stad, (2010) Slussen- Ny reglering av Mälaren, kanaler, kajer med mera.
Preliminär MKB, Tillstånd enligt Miljöbalken, Samrådshandling Dnr E2010-510-01340,
Exploaterings Kontoret, Stockholm
Sundberg, M., (2002) Svartån. En långtidsutvärdering av recipientkontrollens mätningar
mellan 1980-2000,Länsstyrelsen i Västmanlands län
Svenskt vatten, (1992) Dricksvattenteknik- Ytvatten, Publikation P72, Svenska vatten
Svenskt vatten, (1994) Dricksvattenteknik- Grundvatten, Publikation P71, Svenskt vatten
Svenskt vatten, (2007) Dricksvattenförsörjning i förändrat klimat- Underlagsrapport till
Klimat- och sårbarhetsutredningen, Svenskt vatten
Svenskt vatten, (2008) Råvattenkontroll – Krav på råvattenkvalitet, Svenskt vatten
70
Swedac, (2010) Vad är ackreditering?
www.swedac.se/sv/Det-handlar-om-fortroende/Vad-ar-ackreditering/ Hämtad 2011-01-03
Wallin, M., Weyhenmeyer, G., (2001) Mälarens grumlighet och vattenfärg- effekter av det
extremt nederbördsrika året 2000, Institutionen för vatten och miljö, SLU, Uppsala
Wallman, K., (2008) Synoptisk undersökning av Mälarens vattenkemi 2008-08-25, Rapport
2008:23, SLU, Uppsala
Vesterberg, S., (2006) Kartläggning av värdefulla vattendragsmiljöer. Svartåns
avrinningsområde, Länsstyrelsen i Västmanlands län
Wetzel, R., (2001) Limnology- Lake and River Ecosystem, Third edition, Academic Press, San
Diego
WHO, (2008) Guidelines for drinking-water quality, Third edition, World Health
Organization, Geneva
Västerås Stad, (2011) Naturvårdsprojekt
http://www.vasteras.se/politikdemokrati/projektivasterasstad/Sidor/naturvardsprojekt.aspx
Hämtad 2011-01-04
Yara, (2007) Säkerhetsdatablad ammoniaklösning 24,5 %
http://chemmate.yara.com/atrionsearch32web/pdf.asp?StreamId=47317d947d8fb2d30000&id
=47317d957d90b3400001 Hämtad 2010-11-12
8.2 MUNTLIGA
Bergström, Magnus., Ingenjör Vatten Planering, Mälarenergi AB
Björklund, Sabina., Processtekniker Vatten Planering, Mälarenergi AB
Eriksson, Ulf., Uppdragsledare VA-process, Ramböll
Gyllenram, Walter., Teknologie Doktor, Oceanografiska enheten, SMHI
Jacobsson, Henrik., Forskare, Mälardalens högskola
Lindholm, Kjell, Drifttekniker Vattenproduktion, Mälarenergi AB
Norberg, Ann., Miljö- och hälsoskyddsinspektör, Västerås Stad
Nore, Maria., Utredare Vatten och Avlopp, Mälarenergi AB
Rusten, Kent., Produktionsledare Köping, Mälarhamnar AB
Thiede, Helmer., Driftledare, Mälarhamnar AB
Vikergård, Göran., Avdelningschef Vattenproduktion, Mälarenergi AB
Wallsten, Birger., Chef Vatten Planering, Mälarenergi AB
71
BILAGA A
Beräkningar av utsläpp
Beteckning
V
t
q
ρ
m
p
Förklaring
Volym
Tid
Flöde
Densitet
Massa
Löslighet
Svavelsyra
Släckvatten
!
!" #
$ #
ä%&' !
!
ä%&' Ammoniumnitrat
()*(+ ,-
9 )1+ : ()*(+ 80
.()*(+ ,-
;
/()*(+ !00 ,-#
9 .)1+234°56 7777,-
()*(+
)1+
9
9 )1+ < .)1+ : ()*(+
8 !8,-
()*(+
8!
.()*(+
.9 ()*(+
88 /()*(+
A
9
=>?
9
BILAGA B
Olycka Sandskär- ammoniumnitrat
Figur B-1 Spridning av ammoniumnitrat i nordostlig vind efter 3 timmar. Koncentrationen motsvarar
utspädning av ett ämne med initialkoncentrationen 1 och krysset motsvarar råvattenintaget (SMHI,
2010).
B
Nordostlig vind
Figur B-2 Spridning av ett lättare ämne i
nordostlig vind efter 3 timmar.
Koncentrationen motsvarar utspädning av ett
ämne med initialkoncentrationen 1 och krysset
motsvarar råvattenintaget (SMHI, 2010).
Figur B-3 Spridning av ett lättare ämne i
nordostlig vind efter 12 timmar.
Koncentrationen motsvarar utspädning av ett
ämne med initialkoncentrationen 1 och krysset
motsvarar råvattenintaget (SMHI, 2010).
Figur B-4 Spridning av ett lättare ämne i nordostlig vind efter 48 timmar. Koncentrationen motsvarar
utspädning av ett ämne med initialkoncentrationen 1 och krysset motsvarar råvattenintaget (SMHI,
2010).
C
Sydlig vind
Figur B-5 Spridning av ett lättare ämne i sydlig
vind efter 3 timmar. Koncentrationen
motsvarar utspädning av ett ämne med
initialkoncentrationen 1 och krysset motsvarar
råvattenintaget (SMHI, 2010).
Figur B-6 Spridning av ett lättare ämne i sydlig
vind efter 12 timmar. Koncentrationen
motsvarar utspädning av ett ämne med
initialkoncentrationen 1 och krysset motsvarar
råvattenintaget (SMHI, 2010).
Figur B-7 Spridning av ett lättare ämne i sydlig vind efter 48 timmar. Koncentrationen motsvarar
utspädning av ett ämne med initialkoncentrationen 1 och krysset motsvarar råvattenintaget (SMHI,
2010).
D
Sydvästlig vind
Figur B-8 Spridning av ett lättare ämne i
sydvästlig vind efter 3 timmar.
Koncentrationen motsvarar utspädning av ett
ämne med initialkoncentrationen 1 och krysset
motsvarar råvattenintaget (SMHI, 2010).
Figur B-9 Spridning av ett lättare ämne i
sydvästlig vind efter 3 timmar.
Koncentrationen motsvarar utspädning av ett
ämne med initialkoncentrationen 1 och krysset
motsvarar råvattenintaget (SMHI, 2010).
Figur B-10 Spridning av ett lättare ämne i sydvästlig vind efter 48 timmar. Koncentrationen motsvarar
utspädning av ett ämne med initialkoncentrationen 1 och krysset motsvarar råvattenintaget (SMHI,
2010
E
Västlig vind
Figur B-11 Spridning av ett lättare ämne i
västlig vind efter 3 timmar. Koncentrationen
motsvarar utspädning av ett ämne med
initialkoncentrationen 1 och krysset motsvarar
råvattenintaget (SMHI, 2010).
Figur B-12 Spridning av ett lättare ämne i
västlig vind efter 3 timmar. Koncentrationen
motsvarar utspädning av ett ämne med
initialkoncentrationen 1 och krysset motsvarar
råvattenintaget (SMHI, 2010).
Figur B-13 Spridning av ett lättare ämne i sydvästlig vind efter 48 timmar. Koncentrationen motsvarar
utspädning av ett ämne med initialkoncentrationen 1 och krysset motsvarar råvattenintaget (SMHI,
2010).
F
Tågolycka Svartån- svavelsyra
Nordostlig vind
Figur B-14 Spridning av svavelsyra i
nordostlig vind efter 3 timmar.
Koncentrationen motsvarar utspädning av ett
ämne med initialkoncentrationen 1 och krysset
motsvarar råvattenintaget (SMHI, 2010).
Figur B-15 Spridning av svavelsyra i
nordostlig vind efter 12 timmar.
Koncentrationen motsvarar utspädning av ett
ämne med initialkoncentrationen 1 och krysset
motsvarar råvattenintaget (SMHI, 2010).
Figur B-16 Spridning av svavelsyra i nordostlig vind efter 48 timmar. Koncentrationen motsvarar
utspädning av ett ämne med initialkoncentrationen 1 och krysset motsvarar råvattenintaget (SMHI,
2010).
G
Sydlig vind
Figur B-17 Spridning av svavelsyra i sydlig
vind efter 12 timmar. Koncentrationen
motsvarar utspädning av ett ämne med
initialkoncentrationen 1 och krysset motsvarar
råvattenintaget (SMHI, 2010).
Figur B-18 Spridning av svavelsyra i sydlig
vind efter 48 timmar. Koncentrationen
motsvarar utspädning av ett ämne med
initialkoncentrationen 1 och krysset motsvarar
råvattenintaget (SMHI, 2010).
H
Olycka oljehamnen- släckvatten efter cisternbrand
Nordostlig vind
Figur B-19 Spridning av släckvatten i
nordostlig vind efter 12 timmar.
Koncentrationen motsvarar utspädning av ett
ämne med initialkoncentrationen 1 och krysset
motsvarar råvattenintaget (SMHI, 2010).
Figur B-20 Spridning av släckvatten i
nordostlig vind efter 48 timmar.
Koncentrationen motsvarar utspädning av ett
ämne med initialkoncentrationen 1 och krysset
motsvarar råvattenintaget (SMHI, 2010).
Sydlig vind
Figur B-21 Spridning av släckvatten i sydlig
vind efter 12 timmar. Koncentrationen
motsvarar utspädning av ett ämne med
initialkoncentrationen 1 och krysset motsvarar
råvattenintaget (SMHI, 2010).
Figur B-22 Spridning av släckvatten i sydlig
vind efter 48 timmar. Koncentrationen
motsvarar utspädning av ett ämne med
initialkoncentrationen 1 och krysset motsvarar
råvattenintaget (SMHI, 2010).
I
Olycka Lilla Aggarö- ammoniumnitrat
Nordostlig vind
Figur B-23 Spridning av ammoniumnitrat nordostlig vind efter 3 timmar. Koncentrationen motsvarar
utspädning av ett ämne med initialkoncentrationen 1 och krysset motsvarar råvattenintaget (SMHI,
2010).
J
Olycka Lilla Aggarö- lättare ämne
Nordostlig vind
Figur B-25 Spridning av ett lättare ämne i
nordostlig vind efter 48 timmar.
Koncentrationen motsvarar utspädning av ett
ämne med initialkoncentrationen 1 och krysset
motsvarar råvattenintaget (SMHI, 2010).
Figur B-24 Spridning av ett lättare ämne i
nordostlig vind efter 3 timmar.
Koncentrationen motsvarar utspädning av ett
ämne med initialkoncentrationen 1 och krysset
motsvarar råvattenintaget (SMHI, 2010).
K
BOTTENSTRÖMMAR
Västeråsfjärden
Figur B-26 Bottenströmmarnas hastighet och riktning i Västeråsfjärden vid nordostliga vindar på 5
m/s. Färgen motsvarar hastigheten i m/s. Råvattenintaget är markerat med ett kryss (SMHI, 2010).
Figur B-27 Bottenströmmarnas hastighet och riktning i Västeråsfjärden vid sydliga vindar på 5 m/s.
Färgen motsvarar hastigheten i m/s. Råvattenintaget är markerat med ett kryss (SMHI, 2010).
L
Granfjärden
Figur B-28 Bottenströmmarnas hastighet och riktning i Granfjärden vid nordostliga vindar på 5 m/s.
Färgen motsvarar hastigheten i m/s. Råvattenintaget är markerat med ett kryss (SMHI, 2010).
Figur B-29 Bottenströmmarnas hastighet och riktning i Västeråsfjärden vid sydliga vindar på 5 m/s.
Färgen motsvarar hastigheten i m/s. Råvattenintaget är markerat med ett kryss (SMHI, 2010).
M