Miljökvalitetsnormer för fosfor i sjöarMiljökvalitetsnormer för fosfor i sjöar Redovisning av ett regeringsuppdrag Rapport 5288 · juni 2003 Efter den 1 juli 2011 ansvarar Havs-

Miljökvalitetsnormer för fosfor i sjöar Redovisning av ett regeringsuppdrag

R a p p o r t 5 2 8 8 · j u n i 2 0 0 3

Efter den 1 juli 2011 ansvarar Havs- och vattenmyndigheten för denna publikation.Telefon 010-698 60 [email protected]/publikationer

Miljökvalitetsnormer för

fosfor i sjöar

Redovisning av ett regeringsuppdrag

BESTÄLLNINGAR Ordertelefon: 08-505 933 40

Orderfax: 08-505 933 99 E-post: [email protected]

Postadress: CM-Gruppen Box 110 93

161 11 Bromma Internet: www.naturvardsverket.se/bokhandeln

NATURVÅRDSVERKET Tel: 08-698 10 00 (växel)

E-post: [email protected] Postadress: Naturvårdsverket,106 48 Stockholm

ISBN 91-620-5288-8.pdf ISSN 0282-7298

© Naturvårdsverket 2003 Elektronisk publikation

Miljökvalitetsnormer för fosfor i sjöar

1

Förord

Sedan början av 1998 finns på Naturvårdsverket ett verksprojekt vid namnet Miljökvali-tetsnormer. Projektets verksamhet har utgått från två på varandra följande regeringsupp-drag med syftet att ta fram förslag till miljökvalitetsnormer enligt miljöbalken, med utgångspunkt från krav i EG-direktiv samt utifrån särskilda nationella problemställningar. Sedan år 2000 har arbetet varit inriktat på att genomföra det uppdrag som Naturvårdsver-ket erhöll i regleringsbrevet för budgetåret 2000. Datum för slutredovisning av regerings-uppdraget har ändrats till den 15 augusti 2003 efter regeringsbeslut den 19 juni 2002. Uppdraget har även förändrats vad gäller innehåll efter regeringsbeslut per den 19 juni 2002 samt den 18 juni 2003.

Sedan regeringsuppdraget formulerades har förutsättningarna i omvärlden i många avseenden förändrats. Erfarenheter kring instrumentet miljökvalitetsnormer har erhållits, nya riktlinjer och regler från såväl svensk sida som EU har fått allt större betydelse. Framförallt gäller detta arbetet med att genomföra direktiv 2000/60/EG, ramdirektivet för vatten, som i princip ställer samma krav på miljökvalitet, kontroll och åtgärder som en miljökvalitetsnorm för fosfor i utvalda sjöar.

Vidare är kunskapen idag bristande när det gäller åtgärdernas faktiska effekter på fosforläckaget. Framförallt gäller detta åtgärder mot läckage från jordbruksmark, där en miljökvalitetsnorm för fosfor skulle vara till störst nytta.

Sammantaget ställer detta regeringsuppdraget i ny dager. Att föregripa det pågående utredningsarbetet med ramdirektivet för vatten och föreslå en nationellt baserad

Rapporternas inbördes ordning

Huvudrapport Miljökvalitetsnormer för fosfor i utvalda sjöar – redovisning av ett regeringsuppdrag, NV rapport 5288

Underlagsrapport 3 Åtgärder och kostnader för minskad fosforutlakning frånjordbruksmark till sjön Glan, NV rapport 5291

Underlagsrapport 2 Åtgärder och kostnader för minskade fosforutsläpp från enskilda avlopp, industri m.m. till sjön Glan, NV rapport, NV 5290

Underlagsrapport 1 Åtgärds- och konsekvensanalys för införandet av miljökvalitetsnor-mer för fosfor i sjön Glan, NV rapport 5289


2

miljökvalitetsnorm enbart för fosfor är mindre lämpligt. I föreliggande rapport redovisas därför endast en sammanställning av befintlig kunskap och en möjlig utformning av en miljökvalitetsnorm. I rapporten redovisas vilka åtgärder som skulle krävas samt vilka kostnader och samhällsekonomiska konsekvenser som är förknippade med dessa åtgärder. För detta syfte har sjön Glan i Östergötland valts ut som exempelsjö.

Uppdraget att föreslå konkreta miljökvalitetsnormer för fosfor i utvalda sjöar föreslås istället tas upp till förnyad bedömning i samband med Naturvårdsverkets arbete gällande genomförandet av ramdirektivet för vatten.

Förutom den generella åtgärds- och konsekvensanalys som ingår i denna rapport, tillkommer även en fördjupad åtgärds- och konsekvensanalys. Tanken har varit att med hjälp av sjön Glan i Östergötland exemplifiera vilka möjliga åtgärder som står till buds samt deras konsekvenser. Detta arbete presenteras i form av tre underlagsrapporter där Vattenresurs AB, Verna Ekologi och Miljökonsult AB, WRS Uppsala och Ecomanage-ment SE, som samtliga ingår i nätverket Swedenviro Consulting Group, på uppdrag av Naturvårdsverket svarar för underlagsrapport 1 ”Åtgärds- och konsekvensanalys för införandet av miljökvalitetsnormer för fosfor i sjön Glan”, NV rapport 5289, underlags-rapport 2 ”Åtgärder och kostnader för minskade fosforutsläpp från enskilda avlopp, industri m.m. till sjön Glan”, NV rapport 5290 samt Underlagsrapport 3 ”Åtgärder och kostnader för minskad fosforutlakning från jordbruksmark till sjön Glan”, NV rapport 5291 är framtagen av Håkan Rosenkvist (ekonomikonsult) med stöd av uppgifter från Barbro Ulén, (fil.dr. SLU).

Peter Askman, som 1999-2002 varit projektledare för Naturvårdsverkets verksprojekt Miljökvalitetsnormer, har tillsammans med Lars Klintwall (projektledare 2002-2003), Martin Påhlman, Roger Sedin, Helena Sabelström, Jenny Sandahl och Yngve Brodin utarbetat förslaget till miljökvalitetsnormer för fosfor i sjöar. Till projektet har en extern expertgrupp varit kopplad bestående av Gunnar Andersson, Länsstyrelsen i Skåne län, Stellan Hamrin, Fiskeriverket, Anneli Harlén, Länsstyrelsen i Västra Götalands län, Håkan Olsson, Länsstyrelsen i Östergötlands län, Gunnar Persson, Sveriges Lantbruks-universitet och Maud Wallsten, fil.dr. Uppsala universitet. Uppdrag för projektets räkning har även utförts av Länsstyrelsen i Östergötlands län.

Stockholm i juni 2003 Naturvårdsverket


3

Innehållsförteckning Förord_____________________________________________________________________ 1

Innehållsförteckning ___________________________________________________________ 3

Om regeringsuppdraget ________________________________________________________ 5

Behov av styrmedel för minskad övergödning ______________________________________ 5

Problemet fosfor _____________________________________________________________ 6

Sammanfattning_______________________________________________________________ 8

Miljökvalitetsnormer__________________________________________________________ 8

Syftet med en miljökvalitetsnorm för fosfor_________________________________________ 8

Påverkan och tillstånd ________________________________________________________ 9

Effekter på miljön av övergödning ______________________________________________ 10

Urval av sjöar ______________________________________________________________ 10

Normkoncept_______________________________________________________________ 13

1. Inledning__________________________________________________________________ 16

1.1 Miljökvalitetsnormer______________________________________________________ 16

1.2 Syfte och avgränsning _____________________________________________________ 19

2. Styrmedel _________________________________________________________________ 22

2.1 Nationella miljökvalitetsmål ________________________________________________ 22

2.2 EG-rättsliga krav ________________________________________________________ 23

2.3 Miljökvalitetsnormer i förhållande till andra styrmedel___________________________ 25

3. Problembeskrivning: fosfor i sjöar ____________________________________________ 27

3.1 Fosforutlakning__________________________________________________________ 27

3.2 Internbelastning _________________________________________________________ 28

3.3 Påverkan – huvudsakliga fosforkällor ________________________________________ 28

3.4 Övriga källor____________________________________________________________ 30

3.5 Tillstånd i svenska sjöar ___________________________________________________ 31

3.6 Effekter på miljön av övergödning ___________________________________________ 32

3.7 Hälsoeffekter av övergödning _______________________________________________ 33

4. Förslag till koncept för miljökvalitetsnormer för fosfor i utvalda sjöar_______________ 35

4.1 Urval av sjöar ___________________________________________________________ 35


4

4.2 Sjöar som ej lämpar sig för miljökvalitetsnormer________________________________ 38

4.3 Normkonceptets struktur ___________________________________________________ 40

4.4 Generell normnivå _______________________________________________________ 41

4.5 Anpassad normnivå_______________________________________________________ 43

4.6 Tidpunkt för miljökvalitetsnormernas uppfyllelse________________________________ 47

4.7 Omprövning ____________________________________________________________ 47

5. Genomförande av miljökvalitetsnormer ________________________________________ 50

5.1 Säkerställande av miljökvalitetsnormer genom tillsynsverksamhet __________________ 51

5.2 Upprättande av åtgärdsprogram ____________________________________________ 51

6. Kontroll av miljökvalitetsnormer______________________________________________ 57

6.1 Nuvarande miljöövervakning i sjöar__________________________________________ 57

6.2 Kontroll av normvärdet____________________________________________________ 57

7. Åtgärder __________________________________________________________________ 61

7.1 Kunskapsbrister _________________________________________________________ 61

7.2 Åtgärder inom jordbrukssektorn _____________________________________________ 62

7.3 Åtgärder inom avloppssektorn ______________________________________________ 65

7.4 Åtgärder inom industrin ___________________________________________________ 66

7.5 Våtmarker ______________________________________________________________ 66

7.6 Reparativa åtgärder ______________________________________________________ 67

8. Nationell konsekvensanalys___________________________________________________ 70

8.1 Nollalternativ ___________________________________________________________ 70

8.2 Konsekvenser för miljön ___________________________________________________ 73

8.3 Hälsomässiga konsekvenser ________________________________________________ 74

8.4 Estetiska och övriga konsekvenser ___________________________________________ 75

8.5 Samhällsekonomiska konsekvenser___________________________________________ 75

8.6 Internationella konsekvenser _______________________________________________ 76

Bilaga ______________________________________________________________________ 77

Tillstånds- och avvikelsetabell från Bedömningsgrunder för miljökvalitet - sjöar och vattendrag_________________________________________________________________________ 77


5

Om regeringsuppdraget Sedan regeringsuppdraget att ta fram miljökvalitetsnormer för fosfor i sjöar formulerades år 1999 har förutsättningarna i omvärlden i många avseenden förändrats. Erfarenheter kring instrumentet miljökvalitetsnormer har erhållits, nya riktlinjer och regler från såväl svensk sida som EU har fått betydelse för hanteringen av regeringsuppdraget. Detta, samt ytterligare orsaker som redovisas nedan, föranledde Naturvårdsverket att år 2002 hemställa om omformulering av regeringsuppdraget. Hemställan bifölls enligt regerings-beslut per den 18 juni 2003.

Behov av styrmedel för minskad övergödning

Övergödningen (eutrofiering) av sjöar orsakas idag genom en ökad tillförsel eller tillgänglighet av näringsämnen, framförallt fosfor. Trots att åtgärder vidtagits visar mätningar från 1980-talet och framåt få nedåtgående trender när det gäller fosforhalter i sjöar. Resultatet från en undersökning som gjordes år 2001 visar att antalet övergödda sjöar eller avgränsade delar av sjöar (sjöbassänger) med uppmätta totalfosforhalter över 25 µg tot-P/l är 780 stycken. I de flesta fall har sjöarnas halter sannolikt höjts av mänskliga aktiviteter vilket ofta kan bekräftas med beräknade bakgrundshalter. De är alltså övergödda i miljökvalitetsmålets mening och har också en påverkad biologisk mångfald jämfört med den ursprungliga. Även under den haltgräns som anger övergöd-ning kan det finnas enstaka sjöar som är övergödda i miljökvalitetsmålets mening men som inte kommit med i denna undersökning.

Ovanstående siffra som till stor del baseras på uppgifter från Sveriges länsstyrelser skiljer sig dock från den siffra som tagits fram via riksinventeringen av sjöar och vattendrag år 2000. Resultatet från riksinventeringen anger i stället att ca 3 700 sjöar i Sverige har totalfosforhalter över 25 µg tot-P/l. Vi har följaktligen ett stort spann mellan de två uppgifterna. Förmodligen representerar det faktiskt uppmätta antalet sjöar en underskattning medan det i riksinventeringen beräknade antalet innebär en överskattning. Det riktiga antalet torde ligga någonstans däremellan.

Idag finns ett flertal styrmedel med syfte att minska övergödningen i svenska sjöar. Miljökvalitetsmålet Ingen övergödning samt EG:s ramdirektiv för vatten (direktiv 2000/60/EG) ställer dessutom krav på ytterligare insatser. En miljökvalitetsnorm för fosfor skulle kunna vara ett hjälpmedel för att samordna de åtgärdskrav för fosfor som finns samt bidra till att uppfylla miljökvalitetsmålet Ingen övergödning och kvalitetsmå-len för näringsämnen i EG:s ramdirektiv för vatten. En miljökvalitetsnorm för fosfor i utvalda sjöar skulle även kunna bidra till att uppnå gynnsam bevarandestatus enligt habitatdirektivet (direktiv 1992/43/EEG).


6

Problemet fosfor

Fosfor reagerar såväl fysikaliskt, kemiskt och biologiskt. Ämnet förekommer dessutom i många olika former som binds olika hårt i marken och ingår i fysikalisk-kemiska processer med skiftande hastighet. Detta medför i sig svårigheter att förutsäga hur lång tid som krävs från åtgärd till önskad effekt. Utöver detta tillkommer kunskapsluckor om åtgärdernas faktiska effekter på fosforläckaget. Framförallt gäller detta åtgärder mot läckage från jordbruksmark, där de åtgärder som hitintills prövats för att minska fosforläckaget inte gett några entydigt positiva resultat. Behovet av en utökad satsning på forskning och utveckling bedöms därför vara stort. Bland annat återstår att klargöra orsaken till att vissa områden har höga förluster medan andra läcker obetydligt1. Även den befintliga fosforupplagringen i mark och sjösediment samt sjöarnas interna reglering av fosfor, kan göra det svårt att bedöma hur åtgärder kommer att påverka fosforhalten i en sjö.

Eftersom kunskapen om effekter av åtgärder mot fosforläckage från jordbruksmark i dag är bristfällig kan såväl praktiska som juridiska problem uppstå vid upprättandet av åtgärdsprogram, bland annat när det gäller att uppnå en rättvis fördelning av åtgärdsbör-dan. Det finns emellertid kunskap om vilka åtgärder som ger effekt och en uppskattning över ett antal åtgärder och dess beräknade effekter har även utförts av SLU (se Under-lagsrapport 3 Åtgärder och kostnader för minskad fosforutlakning från jordbruksmark till sjön Glan).

Kunskapen om åtgärder och deras effekter för jordbruksmark förutsätts öka framöver. Viktiga drivkrafter för denna kunskapsutveckling kommer att vara arbetet med att uppfylla miljökvalitetsmålet Ingen övergödning samt genomförandet av ramdirektivet för vatten, som båda ställer krav på kraftfulla insatser inom jordbrukssektorn.

Ramdirektivet för vatten

Bilaga V i ramdirektivet för vatten ställer krav på hydromorfologiska, fysikaliska och kemiska kvalitetsfaktorer som ska uppfyllas för att på så vis säkerställa de biologiska kvalitetsfaktorerna i direktivet. Bland annat ska koncentrationerna av näringsämnen inte överstiga de nivåer som har fastställts för att ekosystemets funktion ska säkerställas. Detta innebär att näringsämnet fosfor kommer att omfattas av bestämmelserna i bilaga V. Det är dock för närvarande oklart om huruvida kvalitetsfaktorerna enligt bilaga V kommer att formuleras som miljökvalitetsnormer, bedömningsgrunder för miljökvalitet eller något annat.

Enligt direktivet ska ett program för övervakning av vattenstatusen upprättas inom varje distrikt och omfatta ytvattnets ekologiska och kemiska status. I de fall de i direktivet angivna miljökvalitetsmålen inte nås ska även ett åtgärdsprogram upprättas.

1 Statens jordbruksverk. Sektorsmål och åtgärdsprogram för reduktion av växtnäringsförluster från

jordbruket. Nr 1 (2000).


7

Slutsatser – Miljökvalitetsnormer för fosfor i sjöar

Miljökvalitetsnormer enligt 5 kap miljöbalken är ett kraftfullt juridiskt instrument som vid överskridande ställer stora krav på myndigheter och övriga aktörer. Idag är kunskapen beträffande övergödning i sjöar samt åtgärder för att motverka denna övergödning alltför bristfällig för att en miljökvalitetsnorm för fosfor ska kunna bli verkningsfull.

Samtidigt ställer ramdirektivet för vatten i princip samma krav på miljökvalitet, kontroll och åtgärder som en miljökvalitetsnorm för fosfor i utvalda sjöar skulle göra. Att föregripa det pågående utredningsarbetet med ramdirektivet för vatten och föreslå en nationellt baserad miljökvalitetsnorm enbart för fosfor vore därför mindre lämpligt.

Vårt förslag är att denna rapport med tillhörande underlagsrapporter införlivas med Naturvårdsverkets arbete i samband med genomförandet av ramdirektivet för vatten och att behovet av en miljökvalitetsnorm för fosfor där tas upp till en förnyad bedömning.

De åtgärdsprogram som krävs enligt EG:s ramdirektiv för vatten ska vara klara senast 2009, men de behöver inte vara i drift förrän 2012. För att inte förlora tid och med tanke på återhämtningstiden bör Sverige arbeta för att upprätta åtgärdsprogram tidigare än vad direktivet kräver vad avser närsaltsproblematiken inom områden med övergödningspro-blem. Möjligheterna att upprätta programmen tidigare borde vara goda eftersom de vattenmyndigheter som ska upprätta åtgärdsprogrammen kommer vara operativa år 2004. Vidare ska övervakningen av målen i direktivet vara i drift senast 2006, vilket innebär att det finns goda möjligheter att följa upp åtgärdsprogrammen före 2009.


8

Sammanfattning I föreliggande rapport redovisas det uppdrag som Naturvårdsverket har fått av regeringen att föreslå miljökvalitetsnormer för fosfor i utvalda sjöar. Rapporten innehåller en möjlig utformning av en miljökvalitetsnorm för fosfor och olika aspekter kring ett sådant system samt en generell åtgärds- och konsekvensanalys.

Miljökvalitetsnormer enligt 5 kap miljöbalken är ett kraftfullt juridiskt instrument som vid överskridande ställer stora krav på myndigheter och övriga aktörer. Idag är kunskapen beträffande övergödning (eutrofiering) i sjöar samt åtgärder för att motverka den alltför bristfällig för att en miljökvalitetsnorm för fosfor ska kunna bli verkningsfull.

Samtidigt ställer ramdirektivet för vatten, dir 2000/60/EG, i princip samma krav på miljökvalitet, kontroll och åtgärder som en miljökvalitetsnorm för fosfor i utvalda sjöar skulle göra. Att föregripa det pågående utredningsarbetet med ramdirektivet för vatten och föreslå en nationellt baserad miljökvalitetsnorm enbart för fosfor är därför mindre lämpligt.

Vårt förslag är att denna rapport med tillhörande underlagsrapporter införlivas med Naturvårdsverkets arbete med genomförandet av direktiv 2000/60/EG, ramdirektivet för vatten och att behovet av en miljökvalitetsnorm för fosfor där tas upp till förnyad bedömning.

Miljökvalitetsnormer

Miljökvalitetsnormer regleras i 5 kap. miljöbalken och ska ange de föroreningsnivåer och störningsnivåer som människor kan utsättas för utan fara för olägenheter av betydelse eller som miljön eller naturen kan belastas med utan fara för påtagliga olägenheter. Miljökvalitetsnormerna är juridiskt bindande och ställer krav på uppföljning och upprättande av åtgärdsprogram för att nå den fastställda normen. Miljökvalitetsnormer ger inte någon rätt att förorena eller störa upp till den angivna normen utan innebär ett förbud mot att förorena eller störa utöver normen.

Syftet med en miljökvalitetsnorm för fosfor

Övergödningen av sjöar orsakas idag genom ökad tillförsel eller tillgänglighet av näringsämnen, framförallt fosfor. Trots att åtgärder vidtagits visar mätningar från 1980-talet och framåt få nedåtgående trender när det gäller fosforhalter i sjöar2. Idag finns ett flertal styrmedel med avsikt att minska övergödningen i svenska sjöar. Miljökvalitetsmå-let Ingen övergödning samt EG:s ramdirektiv för vatten (direktiv 2000/60/EG), med dotterdirektiv, ställer dessutom krav på ytterligare insatser.

2 Miljömålskommittén (2000). Framtidens miljö- allas vårt ansvar. SOU 2000:52


9

En miljökvalitetsnorm för fosfor skulle kunna vara ett hjälpmedel för att samordna de åtgärdskrav för fosfor som finns samt bidra till att uppfylla miljökvalitetsmålet Ingen övergödning och kvalitetsmålen för näringsämnen i EG:s ramdirektiv för vatten. En miljökvalitetsnorm för fosfor i utvalda sjöar skulle även kunna bidra till att uppnå gynnsam bevarandestatus enligt habitatdirektivet (direktiv 1992/43/EEG). Tanken är att en miljökvalitetsnorm för fosfor skulle kunna användas både i förebyggan-de syfte för att skydda en sjö mot ökade fosforhalter samt för att förbättra situationen i en sjö där höga fosforhalter redan är ett problem. Det är först i samband med att en miljökvalitetsnorm sätts i förbättrande syfte och hotar att överskridas som det resurskrä-vande arbetet med att upprätta åtgärdsprogram och noggrann kontroll aktualiseras.

Påverkan och tillstånd

Den totala antropogena belastningen av fosfor på havet, exklusive direktutsläpp från kustbaserade industrier och reningsverk, är beräknade till ca 2 620 ton/år. De huvudsakli-ga antropogena källorna utgörs av diffust fosforläckage från jordbruksmark3, läckande sediment från sjöar (så kallad internbelastning) samt från punktkällor som kommunala reningsverk och enskilda avlopp.

Antalet eutrofierade sjöar eller avgränsade delar av sjöar (sjöbassänger) med uppmätta totalfosforhalter över 25 µg tot-P/l är 780 stycken4. I de flesta fall har sjöarnas halter sannolikt höjts av mänskliga aktiviteter och uppvisar en påverkad biologisk mångfald jämfört med den ursprungliga. Ovanstående siffra på 780 sjöar i Sverige över 25 µg tot-P/l som baseras på uppgifter från Sveriges länsstyrelser och kompletterats med tillgängli-ga databaser skiljer sig dock från den siffra som tagits fram via riksinventeringen av sjöar och vattendrag 2000. Resultatet från riksinventeringen anger i stället att ca 3 700 sjöar i Sverige har totalfosforhalter över 25 µg. Vi har följaktligen ett stort spann mellan de två uppgifterna. Förmodligen representerar det faktiskt uppmätta antalet sjöar en underskatt-ning medan det i riksinventeringen beräknade antalet innebär en överskattning. Det riktiga antalet torde ligga någonstans däremellan.

Även om relativt stora sjöar eller sjöbassänger kan vara påverkade av övergödning är det i första hand ett större antal små sjöar som är drabbade.

Utifrån beräkningar av jämförvärden hos 221 sjöar med halter över 50 µg tot-P/l dras även slutsatsen att det för dessa sjöar behövs kraftiga åtgärder för att komma till rätta med de antropogent orsakade förhöjda halterna av fosfor. Trots att den geografiska fördelning-en av sjöar med höga fosforhalter visar en viss spridning över hela landet är de övergödda sjöarna till stor del koncentrerade till södra Sverige. Hur många sjöar med halter under 25 µg tot-P/l som skulle vara i behov av anpassade miljökvalitetsnormer (se kap 4.5) samt hur många sjöar som skulle kunna tänkas behöva miljökvalitetsnormer i förebyggande syfte är dock oklart.

3 Fosforläckaget från jordbruksmark består även av en naturlig bakgrundshalt. 4 SLU Miljödata, Gunnar Persson


10

Effekter på miljön av övergödning

En måttlig övergödning av ett ursprungligen näringsfattigt vatten har inte bara negativa effekter. En ökad tillväxt av alger och annan vegetation kan åtminstone till en början gynna faunan i vattnet. Om övergödningen fortskrider tilltar dock planktonförekomsten så kraftigt att vattnet blir grumligt. Det därigenom minskade ljusinsläppet missgynnar bottenvegetationen. Utvecklingen är förmånlig för planktonätande fisk som mört och braxen, medan de ur fiske- och födosynpunkt av människan mer eftertraktade rovfiskarna minskar i antal.

I starkt eutrofa vatten kan planktonproduktionen vara omfattande. Vissa planktonarter uppträder periodvis i massutveckling, s.k. algblomning. En del sådana alger kan ge vattnet en besvärande lukt eller smak, och några kan producera gifter. En stor del av vattnets syreinnehåll förbrukas när dessa mängder av plankton dör, sjunker till botten och bryts ned. Syrebristen kan slå ut bottendjuren och i en del fall även fisken. Om syret i bottenvattnet försvinner helt bildas i stället svavelväte, ett ämne som är giftigt för allt högre liv.

Sammanfattningsvis åtföljs kraftig övergödning av en markant minskning av antalet växt- och djurarter i vattnet. Enstaka arter gynnas men det sker på bekostnad av den biologiska mångfalden.

Urval av sjöar

Även om tillståndet för många av landets sjöar på sikt behöver förbättras är åtgärdsbeho-vet varierande. Med hänsyn till sjöarnas nuvarande tillstånd, biologiska värden, nyttjandeaspekter samt en bedömning av hur utvecklingen i området kan tänkas påverka sjöns framtida tillstånd, är det motiverat att ett urval och en prioritering görs (se figur 1).

För att möjliggöra regional prioritering, samt ta tillvara vattenmyndigheternas, länssty-relsernas och kommunernas kunskaper om miljösituationen och vilka sjöar som är viktiga att skydda bedömer Naturvårdsverket att en regionalt styrd urvalsprocess skulle vara att föredra. Här bör de nya vattenmyndigheter som senast i december 2003 kommer att träda i kraft i enlighet med ramdirektivet för vatten få det övergripande ansvaret för att bedöma behovet av en miljökvalitetsnorm.

Vissa sjötyper omfattas inte av konceptet med en miljökvalitetsnorm för fosfor, men kan, där så är möjligt, bli föremål för åtgärder i den mån de påverkar andra sjöar nedströms. I denna grupp ingår sjöar där den antropogena tillförseln av fosfor kan åtgärdas med andra styrmedel, t.ex. reglering av enskilda avlopp eller åtgärder mot enstaka större punktkällor, sjöar med obetydlig antropogen påverkan som har naturliga halter över 25 �g tot-P/l samt fågelsjöar och sjöar mindre än 0,03 km2 ha.

Vid val av sjöar och normnivåer är det viktigt att hela avrinningsområdet beaktas. Detta synsätt harmoniserar även med ramdirektivet för vatten, där det angivna målet är att nå en god vattenkvalitet för alla yt- och grundvatten inom EU. Exempelvis skulle sjöar, som på grund av sitt läge i ett avrinningsområde påverkar andra sjöar negativt, vara


11

särskilt viktiga att reglera med en miljökvalitetsnorm för fosfor. I vissa fall skulle en grupp sjöar i ett avrinningsområde kunna behöva normregleras. Förslag på sjöar som anses behöva en norm skickas på remiss till Naturvårdsverket och Fiskeriverket. För de sjöar som inte prioriteras bör en preliminär tidsplan upprättas för kommande normsättning. Det remitterade förslaget med sjöar aktuella för en miljökvali-tetsnorm sänds sedan till regeringen som fattar beslut och meddelar vilka sjöar som ska ingå i förordningen om miljökvalitetsnormer för utvalda sjöar.


12

Figur 1 Urval av sjöar – processbeskrivning

Kartläggning av eutrofierade sjöar

Valda sjöar Utsorterade sjöar

Sjöar som ej lämpar sig för MKN (kap 4.2)

Behovsanalys Placering i kategorier

1 2 a 2 b

Sjöar som ej är i behov av MKN

Sjöar med lägre prioritet (tidplan för senare normsättning

upprättas)

1 2a 2b


13

Normkoncept

För att i möjligaste mån kunna anpassa normerna till de olika sjöarnas förutsättningar beskrivs olika typer av normvärden för olika typer av sjöar. Utifrån kriterier som bl.a. skyddsvärdhet, känslighet och antropogen påverkan placeras sjöarna i tre olika grupper med skilda normnivåer. Tabell 1 Tre möjliga normkategorier för miljökvalitetsnormer för fosfor i utvalda sjöar.

Jämförvärdet definieras här som värden för tillstånd som representerar förhål-landen utan mänsklig påverkan (se vidare kap. 4.5).

Generell normnivå

Anpassad normnivå

1) Allmänt skyddsvärda sjöar Normvärde: 25 �g tot-P/l.

2a) Särskilt skyddsvärda sjöar och/eller särskilt känsliga sjöar Normvärde: 1,5 ggr jämförvärdet Anmärkning: Normnivån får ej överskrida 25 �g tot-P/l 2b) Skyddsvärda sjöar med ett jämförvärde högre än 25 �g tot-P/l Normvärde: 1,5 ggr jämförvärdet

Undantag för alla normkategorier En fosfornorm får inte sättas på en nivå, så att fosfornormen i ett annat vatten nedströms i avrinningsområdet inte kan uppfyllas. Föreligger en sådan risk, ska ett strängare normvärde sättas.

Generell normnivå: Sjöar placerade i denna grupp får enligt konceptet ett generellt normvärde på 25 �g tot-P/l. Fosforhalten i en sjö är 3-årsmedelvärdet på den uppmätta totalfosforhalten. En halt på 25 �g tot-P/l anses för flertalet av Sveriges sjöar motsvara de föroreningsnivåer eller störningsnivåer som miljön eller naturen kan belastas med utan fara för påtaglig olägenhet. I denna grupp finns den största andelen av Sveriges övergöd-da sjöar.

Anpassad normnivå: För sjöar som är särskilt skyddsvärda och/eller särskilt känsliga eller sjöar som tillförs avsevärda mängder fosfor naturligt exempelvis från den omgivan-de berggrunden behöver en anpassning av normvärdet ske utifrån ett tillstånd som kan betecknas som ”naturligt” eller av människan föga påverkat. Detta görs genom att använda respektive sjös jämförvärde (se kap. 4.5). Naturvårdsverket redovisar två anpassade normvärden:


14

a) Sjöar som är särskilt skyddsvärda och sjöar som är särskilt känsliga för till-försel av närsalter föreslås få en normnivå på 1,5 x jämförvärdet. Detta värde är baserat på slutsatserna i NV rapport 4913, Bedömningsgrunder för miljökvalitet - sjöar och vattendrag. Naturvårdsverket anser att en avvikelsegrad på 1,5 x jämförvärdet motsvarar den naturvetenskapligt acceptabla högsta godtagbara fosforhalten för att kunna utesluta miljöbalkens "fara för påtaglig olägenhet" för särskilt skyddsvärda och/eller särskilt känsliga sjöar. b) Sjöar som i betydande grad är antropogent påverkade och som naturligt har ett jämförvärde över 25 �g tot-P/l föreslås även de få ett normvärde på 1,5 x jämförvärdet på samma vis som ovan. I denna grupp hamnar exempelvis natur-ligt humusrika sjöar och sjöar med naturlig bakgrundsbelastning från fosforrika mineraler i berggrunden eller fosforrika leror (exempelvis marina leror). Dessa faktorer kan medföra att jämförvärdet ligger över 25 �g tot-P/l.

Tidpunkt för miljökvalitetsnormernas uppfyllelse

Tiden för när en miljökvalitetsnorm för fosfor ska vara uppfylld är med hänsyn till osäkerheter om hur fosfor reagerar i naturen svår att uppskatta (se kap Om regeringsupp-draget). Dessutom kommer behovet av tid för att nå normuppfyllelse att variera från sjö till sjö beroende på en rad lokalspecifika faktorer.

Miljökvalitetsnormer för fosfor i sjöar föreslås enligt tidigare resonemang inte faststäl-las i nuvarande skede. Eventuella framtida normer för fosfor i sjöar bör dock ges en tidpunkt för uppfyllelse sju år efter att normerna trätt i kraft. Normerna bör fastställas i så pass god tid att det finns en rimlig möjlighet att uppfylla miljökvalitetsnormen samtidigt som normerna även kan utgöra ett verktyg för att uppfylla miljökvalitetsmålet Ingen övergödning samt ramdirektivet för vatten.

Omprövning

Enligt 5 kap. 2 § miljöbalken ska miljökvalitetsnormer vid behov omprövas. Så bör enligt Naturvårdsverkets uppfattning ske om nytt internationellt eller nationellt vetenskapligt underlag motiverar detta. Naturvårdsverket föreslår att tiden för uppfyllandet av miljökvalitetsnormer bör omprövas av regeringen i två omgångar. Initiativ till ompröv-ningen bör ske genom hemställan från vattenmyndigheten till regeringen. För att tiden för uppfyllandet ska kunna förlängas måste bl.a. alla åtgärder relevanta för att normen ska uppfyllas ha vidtagits, en analys av varför åtgärderna inte haft tillräcklig effekt göras och ett nytt åtgärdsprogram redovisas.

Kontroll av miljökvalitetsnormer

Ett centralt moment i aktivitetskedjan kring miljökvalitetsnormer för fosfor är kontrollen av den totalfosforhalt som regleras av normen. Kontrollen syftar till att kartlägga behovet av miljökvalitetsnormer, identifiera och kvantifiera utsläppskällor, fördela åtgärdsbördan, upprätta prognoser samt följa upp åtgärdsarbetet och utvecklingen mot normuppfyllelse.


15

Troligtvis är det mest kostnadseffektiva sättet att bedriva detta arbete inom den samord-nade recipientkontrollen (SRK), som på många håll redan idag är väl utbyggd.

Vid upprättandet av åtgärdsprogrammet bör valet av åtgärder styras av vad som är miljömässigt motiverat och mest kostnadseffektivt. Kunskapen om vilka åtgärder som behövs för att minska tillförseln av fosfor till sjöar är relativt god. Däremot är kunskapen bristfällig om många åtgärders effekter och därmed kostnaderna för olika åtgärder. Omställningarna kommer att vara olika, beroende på vilka åtgärder som behövs för varje enskild sjö. För åtgärder inom jordbrukssektorn kan omställningen bli kostsam och ta lång tid.

Kontroll av normvärdet och tillsyn av efterlevnad sker kontinuerligt från det att miljökvalitetsnormen trätt i kraft. När normen är uppfylld ska tillståndet i sjön kontinuer-ligt övervakas och följas upp så att den inte överskrids.

Exempel på åtgärder

Åtgärder för att minska läckaget från jordbrukssektorn behöver framförallt sättas in mot det diffusa läckaget av fosfor från jordbruksmark som sker i form av ytvattenförluster, dräneringsförluster och vinderosion. Genom jordbruksnäringens egna insatser pågår en rad försök att minska fosforläckaget till ytvatten. Här behövs emellertid en ökad forskningsinsats.

En stor källa till fosforutsläpp utgörs även av enskilda avlopp. Det finns dock möjlig-het för dessa att inom ramen för nuvarande lagstiftning få till stånd åtgärder som skulle ge omedelbar effekt i recipienten. Detta då det i många kommuner görs ett omfattande arbete med att inventera avloppsanläggningar och genom att bra teknik för att reducera fosfor från enskilda avlopp har utvecklats de senaste åren.

Utsläppen från skogsindustrin utgör den helt dominerande källan av industrins fosfor-utsläpp till vatten. De åtgärder som kommer i fråga är effektivare rening av utsläppen.

För många sjöar räcker inte bara minskad belastning utan även andra åtgärder krävs för att sänka fosforhalterna, öka siktdjupet samt få tillbaka ekosystemets tidigare funktion med dominans av rovfiskar. I dessa fall kan det vara nödvändigt att komplettera åtgärder mot utsläpp och läckage med rent reparativa åtgärder (sjörestaurering).

Nationella konsekvenser

Även om miljönyttan är det huvudsakliga incitamentet, så skulle införandet av en miljökvalitetsnorm för fosfor även innebära en minskning av toxinproducerande cyanobakterier och alger i de aktuella sjöarna. Detta skulle bland annat minska de hälsorisker som i dag är förknippade med uttag av dricksvatten från ytvattentäkter. De ekonomiska kostnaderna för att åtgärda en sjö kan i vissa fall bli betydande. Många av dessa kostnader kommer dock förmodligen att aktualiseras i och med kraven i ramdirek-tivet för vatten. Kostnaderna bör också vägas mot att vi i framtiden kan undvika kostsamma investeringar som är förknippade med rening av dricksvatten och etablerandet av nya vattentäkter. Slutligen skulle även förutsättningar för yrkes- och fritidsfiske samt turism förbättras.


16

1. Inledning

1.1 Miljökvalitetsnormer

Miljökvalitetsnormer utgör ett rättsligt styrmedel som kan användas för att genomföra internationella, nationella, regionala och lokala miljökvalitetsmål. Ett system för att reglera detta styrmedel finns i miljöbalken. Idag finns två förordningar om miljökvalitets-normer; förordningen (2001:527) om miljökvalitetsnormer för utomhusluft och förord-ningen (2001:554) om miljökvalitetsnormer för fisk- och musselvatten.

Vad är en miljökvalitetsnorm?

Enligt 5 kap. 1 § miljöbalken är miljökvalitetsnormer föreskrifter om kvaliteten på mark, vatten, luft eller miljön i övrigt. En miljökvalitetsnorm skall gälla för vissa geografiska områden eller för hela landet. Enligt författningskommentaren till miljöbalken kan de geografiska områdena vara av olika storlek. En norm kan omfatta en eller flera sjöar eller andra vattendrag, en del av kommunen eller hela kommunen, flera kommuner, ett eller flera län eller hela landet. Normerna kan även omfatta vissa typer av områden.5 Enligt 5 kap. 1 § miljöbalken får regeringen meddela föreskrifter om miljökvalitetsnormer.

Vad en miljökvalitetsnorm skall innehålla enligt miljöbalken regleras på ett tämligen detaljerat sätt i 5 kap. 2 § miljöbalken. I lagrummets första stycke fastslås att miljökvali-tetsnormer skall ange de föroreningsnivåer eller störningsnivåer som människor kan utsättas för utan fara för olägenheter av betydelse eller som miljön eller naturen kan belastas med utan fara för påtagliga olägenheter. I andra och tredje stycket finns en i princip uttömmande uppräkning av vad en norm kan ange. Miljökvalitetsnormer kan således föreskrivas gällande ”förekomst … av kemiska produkter eller biotekniska organismer”, ”buller, skakning, ljus, strålning eller annan sådan störning” samt ”vatten-stånd eller flöde” respektive så kallade bioindikatorer.

När är en miljökvalitetsnorm uppfylld?

I 5 kap. 2 § andra stycket miljöbalken stadgas att en normnivå inte får överskridas eller underskridas efter en viss angiven tidpunkt. Bestämmelsen är kortfattad och bokstavligt tolkad ger den inte utrymme för differentierade normnivåer och tidpunkter i en och samma norm. Lagtexten ger inte heller någon ledning i frågan hur tidpunkten för uppfyllande av normerna skall fastställas. Författningskommentaren till miljöbalken anger dock tydligt att hänsyn till befintlig verksamhet ”bör” tas då denna tidpunkt fastställs, så att ”rimlig tid” för omställning medges.6 Vid fastställande av tidpunkten

5 Se prop. 1997/98:45 del 2 s. 42. 6 Se prop. 1997/98:45, del 2 s. 44.


17

förutsätts dessutom hänsyn till ekonomiska och tekniska förutsättningar komma in i bilden.7

Vilka rättsverkningar får en miljökvalitetsnorm?

I 5 kap. 3 § miljöbalken stadgas en generell skyldighet för kommuner och myndigheter att säkerställa att miljökvalitetsnormer uppfylls. Detta skall ske vid tillståndsprövning, tillsyn, meddelande av föreskrifter samt vid planläggning och planering. Alla myndighe-ter som hanterar dessa uppgifter har således, var och en och i varje enskilt ärende, en skyldighet att se till att högsta möjliga krav ställs för att miljökvalitetsnormerna skall kunna uppnås och bibehållas.8 För kommuner gäller detta givetvis även i förhållande till den egna verksamheten, exempelvis avloppsrening. Av lagtexten kan det framstå som att myndigheter och kommuner endast skall säkerställa miljökvalitetsnormer i de ärenden som redan hanteras. De olika myndigheterna och kommunerna har dock även möjlighet att själva ta initiativ till sådana åtgärder.

Ansvaret att säkerställa genomförandet av miljökvalitetsnormer avser typiskt sett att tillse att mänskliga verksamheter och åtgärder som kan komma att påverka miljötillstån-det, inte är av sådan art att den sammanlagda effekten medverkar till att miljökvalitets-normer överträds. Det är inte praktiskt möjligt för kommuner och myndigheter att vid alla tidpunkter garantera en viss miljökvalitet, eftersom denna kan vara beroende av faktorer som människan inte kan styra, exempelvis väder och vind.

Enligt 5 kap. 3 § miljöbalken skall miljökvalitetsnormer även iakttas vid planering och planläggning. I författningskommentaren till 5 kap. 3 § miljöbalken anges att miljökvali-tetsnormer, genom att myndigheter och kommuner fullgör sina uppgifter, får en styrande verkan för enskilda verksamhetsutövare – om än indirekt.9 Vidare är varken åtgärdspro-grammen eller åtgärdsplanerna, som framgått ovan, idag direkt bindande för enskilda, utan endast de beslut som myndigheter fattar utifrån programmen eller planerna.10 Konstruktionen med en indirekt styrande verkan bygger juridiskt sett på att enskilda har rätt att överklaga de särskilda beslut i enskilda fall som utgör myndighetsutövning gentemot dem.11

Hur förhåller sig de allmänna hänsynsreglerna till miljökvalitetsnormer?

Miljöbalkens allmänna hänsynsregler, 2 kap. 2-8 §§ miljöbalken, är tillämpliga på alla som bedriver eller avser att bedriva en verksamhet eller vidta en åtgärd som faller inom miljöbalkens tillämpningsområde. Oavsett om det finns miljökvalitetsnormer eller inte och oavsett om sådana normer överträtts eller inte, skall dessa generella krav uppfyllas. Det finns dock en gräns för hur långt myndigheterna kan driva sina krav på skyddsåtgär-

7 Se prop. 1997/98:45, del 1 s. 252. 8 Stadgandet i 5 kap. 3 § miljöbalken tillsammans med 6 § första stycket lagen (1998:811) om införande av

miljöbalken har av miljödomstolen i Vänersborg åberopats när yrkande om befrielse från skyldighet att installera viss reningsutrustning avslagits, se dom 2000-01-14 i målen M199-99 och 200-99.

9 Se prop. 1997/98:45, del 2 s. 46. 10 Se prop. 1997/98:45, del 1 s. 271 och 1997/98:JoU20 s. 61. 11 Se prop. 1997/98:45, del 1 s. 271. Jfr. även Lagrådets resonemang i a. prop., del 2 bilaga 1 s. 463 f.


18

der. Enligt 2 kap. 7 § miljöbalken första stycket gäller kraven på hänsyn enligt 2 kap. 2-6 §§ miljöbalken i den utsträckning det inte kan anses orimligt att uppfylla dem. Vid denna bedömning skall en skälighetsavvägning göras.

Enligt författningskommentaren till miljöbalken utgör meddelade miljökvalitetsnormer en miniminivå som måste beaktas vid tillämpning av hänsynsreglerna, vilket får anses följa av 2 kap. 7 § andra stycket miljöbalken.12 Enligt 2 kap. 7 § miljöbalken andra stycket får avvägningen enligt samma paragrafs första stycke inte medföra att en miljökvalitetsnorm åsidosätts. Enligt författningskommentaren måste sådana krav alltid ställas på en verksamhet att risk inte föreligger för att miljökvalitetsnormer inte uppfylls.13 Dessutom kan det i vissa situationer bli aktuellt att tillämpa stoppregeln i 2 kap. 9 § miljöbalken.

Åtgärdsprogrammets funktion

Syftet med att inrätta miljökvalitetsnormer i miljöbalken var bland annat att skapa ett instrument för genomförandet eller operationaliseringen av dels de nationella miljökvali-tetsmålen, dels den EG-rätt som kräver sådana normer. Åtgärdsprogrammens funktion är enligt miljöbalken att vara ett instrument för att uppfylla miljökvalitetsnormerna och EG-rättens krav på åtgärdsprogram. Åtgärdsplanernas funktion är att fylla ett likartat behov som åtgärdsprogrammen, men på en mer övergripande nivå och i ett längre tidsperspektiv samt för att genomföra EG-rättens krav på sådana planer. I 5 kap. 5 § miljöbalken anges att åtgärdsprogram skall upprättas om det behövs för att en miljökvalitetsnorm skall uppfyllas eller om detta krävs enligt EG-rätten.

För genomförande av miljökvalitetsnormer som föreskrivits till följd av EG-rätten krävs alltid åtgärdsprogram i den omfattning som anges i direktivet. När det däremot gäller nationellt initierade normer är regeringen endast skyldig att upprätta åtgärdspro-gram om det behövs för att en miljökvalitetsnorm skall uppfyllas. Åtgärdsprogram kan upprättas antingen samtidigt som normen i sig föreskrivs, eller först när behov kan anses ha uppkommit. I författningskommentaren till miljöbalken saknas i stort sett definitioner av ”behov” och ”behövs”; det är således inte reglerat i vilka fall åtgärder är att anse som nödvändiga för genomförande av normerna och vilka kriterier som kan ställas upp. Ett skäl för att upprätta ett åtgärdsprogram anges dock vara behovet att samordna nödvändiga åtgärder för flera slags föroreningskällor så att största möjliga effekt nås.14 Naturvårds-verket utgår ifrån att ”behov” generellt sett föreligger när det inte kan ses som sannolikt att den önskvärda miljökvaliteten kommer att uppnås med mindre än att åtgärder sätts in.

Bestämmelsen i 5 kap. 6 § miljöbalken listar vad som skall anges i ett åtgärdsprogram, bland annat de åtgärder som skall vidtas för att miljökvalitetsnormen skall vara uppfylld senast vid fastställd tidpunkt. Författningskommentaren ger, utan ambition att vara uttömmande, förslag på vilka typer av åtgärder ett sådant program kan innehålla.15 Här står bland annat att olika sorters styrmedel kan ingå i ett åtgärdsprogram i syfte att

12 Se prop. 1997/98:45, del 2 s. 25. 13 Ibid. 14 Se prop. 1997/98:45, del 2 s. 49. 15 Se prop. 1997/98:45, del 2 s. 50 ff.


19

uppfylla en norm. De styrmedel som myndigheter och kommuner förfogar över kan delas in i kategorierna administrativa, ekonomiska och informativa styrmedel16.

Särskilda åtgärdsprogram skall upprättas om det behövs för att en miljökvalitetsnorm skall uppfyllas, exempelvis om det kan antas att normen kommer att överträdas eller om överträdande redan sker idag. Exempel på typer av åtgärder som kan komma ifråga är generella föreskrifter, specifikt riktade tillsynsstrategier kombinerade med särskilda myndighetskrav på störande verksamheter, program för omprövning samt framställningar om omprövning av olika verksamheter med tillstånd, framtagande av program eller policy för fysisk planering, införandet av ekonomiska och andra styrmedel. I vissa fall kan internationella förhandlingar på regeringsnivå och internationella avtal vara viktiga inslag i åtgärderna.

1.2 Syfte och avgränsning

Regeringsuppdrag

Sedan början av 1998 finns på Naturvårdsverket ett verksprojekt vid namnet Miljökvali-tetsnormer. Projektets verksamhet har utgått från två på varandra följande regeringsupp-drag med syftet att ta fram förslag till miljökvalitetsnormer enligt miljöbalken, med utgångspunkt från krav i EG-direktiv samt utifrån särskilda nationella problemställningar. Sedan år 2000 har arbetet varit inriktat på att genomföra det uppdrag som Naturvårdsver-ket erhöll i regleringsbrevet för budgetåret 2000 (se ruta nedan). Datum för slutredovis-ning av regeringsuppdraget har ändrats till den 15 augusti 2003 efter regeringsbeslut den 19 juni 2002. Uppdraget har även förändrats vad gäller innehåll efter regeringsbeslut per den 19 juni 2002 samt den 18 juni 2003.

”Naturvårdsverket ges i uppdrag att föreslå miljökvalitetsnormer för nitrat i grundvatten, tungmetaller och fosfor i utvalda sjöar, tungmetal-ler i utvalda vattendrag, flöden/nivåer i utvalda rinnande vatten, miljö-gifter i utvalda sjöar, vattendrag och andra naturtyper. Dessutom skall verket analysera i vilken utsträckning bioindikatorer kan användas som miljökvalitetsnormer. Naturvårdsverkets förslag bör lämnas i delar i den takt verket anser är lämpligt. Det sista förslaget skall lämnas senast den 31 december 2002.” Utdrag ur regleringsbrevet till Naturvårdsverket för år 2000. Modifierat genom reger-ingsbeslut per den 19 juni 2002 samt den 18 juni 2003.

Bakgrunden till regeringsuppdraget har, med avseende på fosfor i sjöar, varit att tillföra

miljövården ett instrument för att effektivt minska övergödningen i sjöar och därigenom bidra till att bevara den biologiska mångfalden. En positiv effekt därav skulle även kunna bli minskad övergödning (eutrofiering) i vattendrag, kustområden och skärgårdar. Syftet

16 Naturvårdsverket. Utveckling av miljökvalitetsnormer som rättsligt instrument. Rapport 5138 s.45ff (2000).


20

har förstärkts av att miljökvalitetsnormer för fosfor i sjöar skulle kunna leda till minskade hälsorisker orsakade av toxisk ”algblomning” och skapa bättre förutsättningar för natur- och friluftsliv liksom för yrkes- och fritidsfisket. Miljökvalitetsnormer skulle dessutom kunna bidra till genomförandet av vissa EG-direktiv (se kap. 2.2).

Tidigare regeringsuppdrag med anknytning till miljökvalitetsnormer

Hösten 1997 redovisade Naturvårdsverket förslag till vissa luftkvalitetsnormer till regeringen (NV rapport 4793), den 1 januari 1999 trädde normer för kvävedioxid, bly och svaveldioxid i utomhusluft i kraft. Därefter redovisade Naturvårdsverket i december 1998 förslag till normer för bensen och kolmonoxid i utomhusluft (NV rapport 4925). Samtidigt redovisades utifrån en genomgång av de femton sedermera av riksdagen fastställda miljökvalitetsmålen, var miljökvalitetsnormer kunde vara lämpliga juridiskt bindande styrmedel. En rapport om Utveckling av miljökvalitetsnormer som rättsligt instrument (NV rapport 5138) publicerades år 2000 (ej regeringsuppdrag) samt år 2002 ett förslag till miljökvalitetsnormer för nitrat i grundvatten (NV rapport 5180). År 2002 redovisades ett förnyat förslag till miljökvalitetsnormer för bensen och kolmonoxid som även inkluderade en konsekvensanalys (NV rapporter 5208 och 5210).

Avgränsning

Enligt regeringsbeslut per den 18 juni 2003 ska Naturvårdsverket inte föreslå några miljökvalitetsnormer för fosfor i sjöar (se inledande kapitel Om regeringsuppdraget). I denna rapport redovisas emellertid hur miljökvalitetsnormer för fosfor i utvalda sjöar skulle kunna tas fram utifrån ett avrinningsområdesperspektiv, givet de förutsättningar som vore nödvändiga för ett sådant scenario.

Konkret innebär detta bland annat att kriterier för fastställandet av normvärdet beskrivs som definierar var, när och hur detta normvärde ska uppfyllas. En översiktlig bedömning görs av antal berörda sjöar och åtgärdsbehovet för dessa. Därutöver redovisas hur miljökvalitetsnormer ska följas upp och kontrolleras, samt en övergripande åtgärds- och konsekvensanalys för en fosfornorm i miljömässigt, hälsomässigt, samhällsekonomiskt och internationellt hänseende. Detta konkretiseras närmare i underlagsrapport 1 ”Åtgärds- och konsekvensanalys för införandet av miljökvalitetsnormer för fosfor i sjön Glan, NV rapport 5289”, underlagsrapport 2 ”Åtgärder och kostnader för minskade fosforutsläpp från enskilda avlopp, industri m.m. till sjön Glan”, NV rapport 5290 samt underlagsrap-port 3 ” Åtgärder och kostnader för minskad fosforutlakning från jordbruksmark till sjön Glan”, NV rapport 5291. Rapporterna är avsedda att utgöra underlag för de fördjupade analyser som skulle behöva göras när ansvarig myndighet väljer ut sjöar och föreslår normer.

Införandet av miljökvalitetsnormer för fosfor i utvalda sjöar skulle i många fall kräva relativt stora resurser i de områden som berörs. Naturvårdsverkets utgångspunkt har här varit att en regionalt styrd urvalsprocess är att föredra framför central styrning. Detta möjliggör en regional prioritering samt tar tillvara på vattenmyndigheternas, länsstyrel-sernas och kommunernas kunskap om i vilka sjöar belastningssituationen är sådan att en miljökvalitetsnorm för fosfor kan behövas. Det bör dock vara möjligt att även från central nivå kunna lämna förslag på ytterligare miljökvalitetsnormer i de fall det görs en


21

bedömning att nationellt viktiga sjöar saknas. Rapporten redovisar därför inga färdiga normnivåer för landets sjöar utan beskriver hur miljökvalitetsnormer för fosfor utformas utifrån varje sjös specifika förhållanden.

Vissa naturvetenskapliga avgränsningar har gjorts i arbetet och redovisningen. Natur-vårdsverket anser att totalfosforhalten skulle lämpa sig bäst som normnivå eftersom fosfor oftast är den reglerande faktorn för en sjös trofinivå och den parameter som det är enklast att basera åtgärder på. För fosfor i sjöar finns även ett tillräckligt gott vetenskap-ligt underlag för att ange vilken halt som bör utgöra normvärdet. Motsvarande samband saknas för vattendrag och havsmiljön.


22

2. Styrmedel

2.1 Nationella miljökvalitetsmål

De nationella miljökvalitetsmålen ska ge ledning för att bedöma vad en hållbar utveckling innebär och därigenom vara vägledande vid tillämpning av bestämmelserna i miljöbalken. För att komma till rätta med bland annat övergödningen i svenska sjöar har Sveriges riksdag fastställt miljökvalitetsmålet Ingen övergödning och Levande sjöar och vatten-drag17.

Miljömålet Ingen övergödning

”Halterna av gödande ämnen i mark och vatten skall inte ha någon negativ inverkan på människors hälsa, förutsättningarna för biologisk mångfald eller möjligheterna till allsidig användning av mark och vatten. Inriktningen är att miljökvalitetsmålet skall nås inom en generation.”

Hösten 2001 antog riksdagen även följande delmål av relevans för övergödning av sjöar:

�� Senast år 2009 finns åtgärdsprogram enligt EG:s ramdirektiv för vatten som anger hur god ekologisk status ska nås för sjöar och vattendrag samt för kustvat-ten.

�� Fram till år 2010 har de svenska vattenburna utsläppen av fosforföreningar från mänsklig verksamhet till sjöar, vattendrag och kustvatten minskat kontinuerligt jämfört med 1995 års nivå.

Regeringen har även föreslagit följande preciseringar med relevans för övergödning av sjöar18:

�� Belastningen av näringsämnen får inte ha någon negativ inverkan på människors hälsa eller försämra förutsättningarna för biologisk mångfald.

�� Sjöar och vattendrag i skogs- och fjällandskap har ett naturligt näringstillstånd. �� Sjöar och vattendrag i odlingslandskap har ett naturligt tillstånd, vilket högst kan

vara näringsrikt eller måttligt näringsrikt enligt den äldre versionen av Bedöm-ningsgrunder för sjöar och vattendrag19. I den nya versionen som ändrat namn till Bedömningsgrunder för miljökvalitet - sjöar och vattendrag20 motsvaras detta av tillståndsklasserna 2 och 3, måttligt höga halter eller höga halter (12,5 till 50 �g tot-P/l).

�� Sjöar och vattendrag har god ekologisk status enligt definitionen i EG:s ramdirek-tiv för vatten.

17 Riksdagsbeslut den 29 april 1999 (bet. 1998/99;MJU6, rskr. 1998/99:183) med anledning av regeringens

prop. 1997/98:145 Svenska Miljömål. 18 Prop. 2000/01:130. Svenska miljömål – delmål och åtgärdsstrategier. 19 Naturvårdsverket. Bedömningsgrunder för sjöar och vattendrag. Allmänna råd 90:4 (1990). 20 Naturvårdsverket. Bedömningsgrunder för miljökvalitet, sjöar och vattendrag. Rapport 4913 (1999).


23

Miljömålet Levande sjöar och vattendrag

”Sjöar och vattendrag skall vara ekologiskt hållbara och deras variationsrika livsmiljöer skall bevaras. Naturlig produktionsförmåga, biologisk mångfald, kulturmiljövärden samt landskapets ekologiska och vattenhushållande funktion skall bevaras samtidigt som förutsättningar för friluftsliv värnas. Inriktningen är att miljökvalitetsmålet skall nås inom en generation.”

Hösten 2001 antog riksdagen även följande delmål av relevans för övergödning av sjöar:

�� Senast år 2005 ska berörda myndigheter ha identifierat och tagit fram åtgärdspro-gram för särskilt värdefulla natur- och kulturmiljöer som behöver ett långsiktigt skydd i eller i anslutning till sjöar och vattendrag. Senast år 2010 ska minst hälf-ten av de skyddsvärda miljöerna ha ett långsiktigt skydd.

�� Senast år 2005 ska åtgärdsprogram finnas och ha inletts för hotade arter och fiskstammar som har behov av riktade åtgärder.

�� Senast år 2009 ska det finnas ett åtgärdsprogram enligt EG:s ramdirektiv för vatten som anger hur god ytvattenstatus ska uppnås.

Regeringen har även föreslagit följande preciseringar med relevans för övergödning av sjöar21:

�� Belastningen av näringsämnen och föroreningar får inte minska förutsättningarna för biologisk mångfald.

�� Sjöars, stränders och vattendrags stora värden för natur- och kulturupplevelser samt bad- och friluftsliv värnas och utvecklas hänsynsfullt och långsiktigt.

�� Fiskar och andra arter som lever i eller är beroende av sjöar och vattendrag kan fortleva i livskraftiga bestånd.

�� Gynnsam bevarandestatus upprätthålls för livsmiljöer för hotade, sällsynta eller hänsynskrävande arter samt för naturligt förekommande biotoper med bevaran-devärden.

�� Sjöar och vattendrag har god ytvattenstatus med avseende på artsammansättning och kemiska och fysikaliska förhållanden enligt EG:s ramdirektiv för vatten.

�� Biologisk mångfald återskapas och bevaras i sjöar och vattendrag.

2.2 EG-rättsliga krav

Skydd av vatten är det ojämförligt största område som regleras inom ramen för EU:s miljörätt. Under årens lopp har EU tagit fram flera direktiv på vattenområdet. Ramdirek-tivet för vatten syftar till att låta alla olika krav på vattenstatus ingå i ett enda system och samla ihop alla olika motiv för skydd av vatten (skydd av vatten som ska drickas, skydd av livsmiljöer för flora och fauna etc.). Vissa äldre direktiv har införlivats i ramdirektivet medan andra finns kvar och gäller parallellt med ramdirektivet.

21 Prop. 2000/01:130. Svenska miljömål – delmål och åtgärdsstrategier.


24

Även det så kallade habitatdirektivet, om bevarande av livsmiljöer samt vilda djur och växter, har relevans för tillämpningen av miljökvalitetsnormer för fosfor i sjöar.


Direktivet, som bland annat förutsätter att medlemsstaterna genomfört fiskvattendirekti-vet, dir 78/659/EEG, och direktivet om utsläpp av vissa farliga ämnen, dir 76/464/EEG, har bland annat som mål att ”en god ekologisk status” (eller ”god ekologisk potential” för kraftigt modifierade vatten) ska uppnås. Detta inkluderar även övergödning. Ramdirekti-vets mål ska uppnås senast 15 år efter direktivets ikraftträdande, vilket innebär att de ska vara uppnådda senast den 22 december 2015.

God ekologisk status definieras som att ”värdena för ytvattenförekomstens biologiska kvalitetsfaktorer uppvisar små av mänsklig verksamhet framkallade störningar, men avviker endast i liten omfattning från de värden som normalt gäller för ytvattenförekoms-ten vid opåverkade förhållanden”. För näringsämnen innebär detta att halterna inte ska överstiga de nivåer som har fastställts för att ekosystemets funktion ska säkerställas och att det endast förekommer lätta förändringar i artsammansättning och förekomst i förhållande till typspecifika samhällen hos fytoplankton, makrofyter och fytobentos, bentiska evertebrater och fiskfaunan.

Ett program för övervakning av vattenstatusen ska upprättas inom varje distrikt och omfatta ytvattnets ekologiska och kemiska status. Dels ska en kontrollerande övervakning utföras vart sjätte år i ett urval av ytvatten inom distriktet. Syftet är att ge en sammanfat-tande beskrivning av miljötillståndet. Dels ska en operativ övervakning utföras som syftar till att beskriva miljöstatusen i de vatten som inte uppnår målen för god vattenkvalitet eller där risk finns för att målen inte uppnås. I undantagsfall, till exempel vid olyckor eller där orsakerna till att miljökvalitetsmål eller normer inte uppnås är oklara ska även en undersökande övervakning utföras.

Även om alla sjöar enligt direktivet ska uppnå ”god ekologisk status” (eller ”god ekologisk potential”) kommer förmodligen inte kraven på mätning och rapportering att gälla för samtliga sjöar. Istället kommer troligen ett referenssystem att användas där representativa sjötyper väljs ut.

Övervakningen av näringsämneshalter ska som ett minimum ske fyra gånger per år med tre månaders mellanrum, om inte ett större intervall är motiverat på grundval av teknisk kunskap och expertutlåtande. Direktivet ger stor frihet i antal mätpunkter och placering av dessa.

Habitatdirektivet

Syftet med habitatdirektivet (92/43/EEG) är att bidra till att säkerställa den biologiska mångfalden genom bevarande av livsmiljöer samt vilda djur och växter. Målsättningen för direktivet är att tillskapa ett sammanhängande europeiskt ekologiskt nät av skyddade områden - Natura 2000. De områden som väljs ut ska innehålla de naturtyper eller arter som listas i direktivet.

Sverige har liksom övriga medlemsländer föreslagit ett antal naturområden där de berörda arterna eller naturtyperna förekommer. Länderna ska, efter det att kommissionen


25

har antagit listan över områden av gemenskapsintresse, vidta de åtgärder som behövs för att uppfylla kraven i direktivet. Dessa åtgärder kan utföras med stöd av lagstiftning, genom avtal eller genom utarbetande av lämpliga skötsel- och förvaltningsplaner.

2.3 Miljökvalitetsnormer i förhållande till andra styrmedel

Det är viktigt att urskilja när det är lämpligt med miljökvalitetsnormer och vad man i det enskilda fallet vill uppnå. Miljökvalitetsnormer bör inte införas i de fall problemen kan avhjälpas med andra styrmedel, t ex reglering av enskilda avlopp eller åtgärder mot enstaka större punktkällor. Införande av en miljökvalitetsnorm blir förmodligen kostnadseffektivt först i de fall det existerar en komplicerad belastningsbild eller när belastningen till stor del utgörs av diffust läckage. I andra fall kan införandet av en norm riskera att ta resurser från andra behov.

Allmänna råd, informationskampanjer, föreskrifter, tillståndsregleringar och ekono-miska styrmedel som använts i många år har inte i tillräcklig omfattning lyckats stoppa övergödningen av våra sjöar. Detta beror till stor del på de problem som uppstår när många källor och aktörer är inblandade. De traditionella styrmedlen är ofta begränsade till att försöka reglera den mängd utsläpp som tillåts av den enskilda verksamhetsutövaren, utan att ta hänsyn till den sammanlagda effekten i miljön, samt är ofta föremål för avvägningar om vad som är ekonomiskt och tekniskt möjligt. Vidare saknas en kontinuer-lig uppföljning med krav på nya åtgärder om de eftersträvade effekterna inte uppnås. Trots att åtgärder vidtagits visar mätningar från 1980-talet och framåt få nedåtgående trender när det gäller fosforhalter i sjöar22. De åtgärder som miljökvalitetsmålet Ingen övergödning och ramdirektivet för vatten föranleder kommer att medföra ytterligare förbättringar. Åtgärderna är viktiga för att minska fosforläckaget, dock behövs ett tydligt juridiskt styrmedel för att säkerställa godtagbara fosforhalter i värdefulla sjöar. Miljöbal-kens 5 kap. med miljökvalitetsnormer, uppföljningssystem och åtgärdsprogram skulle kunna erbjuda ett sådant system. Först när hela denna kedja upprättats, från svenska och internationella miljöpolitiska mål, över kravregler, till genomföranderegler, finns förutsättningar att uppnå ett fullgott skydd mot övergödning av sjöar. Sett i detta perspektiv är miljökvalitetsnormer inte ett alternativ till de traditionella styrmedlen utan snarare ett kostnadseffektivt och juridiskt bindande sätt att samordna de olika styrmedlen.

De styrmedel som idag har störst relevans för övergödningproblematiken i våra sjöar är Miljömålen Ingen övergödning och Levande sjöar och vattendrag samt Ramdirektivet för vatten och Naturvårdsverket anser, givet en situation med bättre kunskap om åtgärders effekter, att miljökvalitetsnormer för fosfor i utvalda sjöar skulle kunna utgöra en påtaglig drivkraft för att säkerställa genomförandet av dem.

På motsvarande sätt anser Naturvårdsverket att miljökvalitetsnormer för fosfor i utvalda sjöar motsvarar ramdirektivets definition av ”god ekologisk status” och ”god ekologisk potential” och således skulle kunna bidra till att uppfylla kraven i ramdirektivet 22 Miljömålskommittén (2000). Framtidens miljö- allas vårt ansvar. SOU 2000:52


26

för vatten. Dessutom skulle miljökvalitetsnormer för fosfor kunna utgöra ett komplement till ramdirektivet för vatten för de sjöar som inte omfattas av direktivets referenssystem. Exempelvis kommer troligen sjöar under 0,5 km2 inte att ingå i systemet vid genomfö-randet av ramdirektivet i svensk lagstiftning medan vårt normförslag omfattar alla sjöar större än 0,03 km2. Ett avsevärt antal av de övergödda sjöarna har en storlek mellan 0,03 km2 och 0,5 km2. Vidare kan för ”särskilda vattenförekomster” mindre stränga mål komma att sättas upp när dessa förekomster är så påverkade av mänsklig verksamhet att det skulle bli oproportionerligt dyrt och vissa villkor är uppfyllda. En miljökvalitetsnorm för fosfor i sjöar skulle då kunna utgöra ett alternativ för de sjöar som anses vara i behov av strängare miljökvalitetskrav. Till skillnad från en miljökvalitetsnorm för fosfor i sjöar torde inte heller de referensvärden som tas fram i och med ramdirektivet för vatten vara anpassat till individuella sjöars förutsättningar (geologi, nederbörd, biologi) utan till en typgrupp. Detta till skillnad mot en miljökvalitetsnorm för fosfor som är anpassad efter varje enskild sjö.

Miljökvalitetsnormer för fosfor i sjöar skulle även kunna bidra till att uppnå och upprätthålla gynnsam bevarandestatus i områden som ska skyddas enligt habitatdirekti-vet. I denna rapport föreslås vilka naturtyper i Natura 2000 som kan vara aktuella vid val av sjöar i behov av miljökvalitetsnormer.


27

3. Problembeskrivning: fosfor i sjöar

3.1 Fosforutlakning

Fosfor är ett livsnödvändigt ämne för levande organismer och kan inte ersättas av andra ämnen. Ämnet tillförs det biologiska kretsloppet genom naturlig vittring av fosforrika mineral samt genom användning av fosfor med ursprung i fosfathaltiga mineral som exempelvis apatit. De mest optimistiska bedömningarna anger att samtliga brytvärda tillgångar kommer att räcka i 1 200 år. Mer pessimistiska bedömare anger 350 år. Det råder dock stor osäkerhet i de hittills utförda bedömningarna. Det kan även diskuteras hur meningsfulla sådana uträkningar är då de bland annat inte tar hänsyn till recirkulationspo-tentialen av det organiska material som produceras eller till ett effektivare användande av den tillförda fosforn.

Den fosfor som finns i marken brukar indelas i olika pooler som står i mer eller mindre jämvikt med varandra. Nästan all löst fosfor (i form av oorganiska fosfatjoner) är direkt biotillgänglig men utgörs av en mycket liten mängd. Denna källa fylls emellertid på från andra pooler. En påfyllnad ske när organiskt material som är rikt på fosfor bryts ner. Är materialet istället fosforfattigt kan en fastläggning ske. Vidare kan fosfatjoner som är bundna till markpartiklar lösas i markvätskan. Det största bidraget till växterna utgörs dock av utfälld fosfor från kalcium-, järn och aluminiumföreningar. Detta system är pH-beroende och även här kan en fastläggning istället ske. Den sista källan utgörs av den mineralbundna fosforn som vittrar ytterst långsamt men i viss mån kan utnyttjas av växterna efter att först ha angripits av mikroorganismer.

Även om huvuddelen av fosforn oftast är hårt bunden i marken kan den transporteras från marken både i löst och partikulär form, såväl på markytan som via marken. Sjöar och vattendrag tar emot fosfor via vinderosion, ytavrinning, erosion i vattendrag, dränerings-vatten, grundvatten, våtdeposition och punktkällor. Förluster av fosfor med ytvatten sker då regn eller snösmältning är så kraftigt att jordens infiltrationsförmåga överskrids. Små partiklar blir suspenderande genom diffusion och följer sedan med ytvattnet. Är marken sluttande kan även större partiklar föras med. Den partikelbundna fosforn utgör ofta en betydande del av den fosfor som förloras med ytvatten23.

I sjöar och vattendrag sedimenterar en stor del av den partikulärt bundna fosforn. Den kan senare bli biotillgänglig vid turbulens orsakad av väder, erosion och kemiska processer. Även biologiska processer som exempelvis näringsupptag från undervatten-växter, bakteriell aktivitet och fekalier från planktonätande fisk bidrar till detta. Mört och braxen samt övrig bottenfauna som söker föda på sedimentytan orsakar också transport av näring.




28

3.2 Internbelastning

På grund av långvarig historisk tillförsel av fosfor kan vissa kraftigt belastade sjöar drabbas av så kallad internbelastning. Detta sker i de fall syrefria bottenförhållanden inträffar i kombination med övermättnad av fosfor i sjöns sediment. Under dessa förutsättningar kommer sedimenten, under vissa perioder, att läcka fosfor och fungera som en fosforkälla. Även efter det att åtgärder vidtagits mot tillförseln av fosfor kan, på grund av internbelastningen, det vatten som flödar ut ur sjön ha en högre fosforkoncentra-tion än det inkommande vattnet. Beräkningar visar att det kan ta tiotals till hundratals år innan sedimenten har läckt färdigt24. Sådana sjöar kommer givetvis i sin tur att påverka nedströms belägna vattendrag, sjöar och hav.

3.3 Påverkan – huvudsakliga fosforkällor

Den totala antropogena belastningen av fosfor på havet, exklusive direktutsläpp från kustbaserade industrier och reningsverk, är beräknade till ca 2 620 ton/år. De huvudsakli-ga antropogena källorna utgörs av diffust fosforläckage från jordbruksmark25, läckande sediment från sjöar (så kallad internbelastning) samt från punktkällor som kommunala reningsverk och enskilda avlopp. Några nationella uppgifter av källornas belastning på sjöar finns ej framtagna varför nedan redovisade siffrorna istället anger belastningen på havet. Vidare har inga avdrag gjorts för retentionen. Siffrorna ska därför endast ses som ett försök att ställa de olika källorna i relation till varandra. Siffrorna i kapitlet är bearbetade utifrån uppgifter från TRK-projektet26 och SCB. Såväl belastning och källfördelning har baserats på underlag som i första hand gäller för slutet av 1990-talet och 2000. Det redovisas normaliserat med avseende på klimatet för en följd av år (1985 – 1999), för att undvika effekter som endast beror på variationer i klimatet mellan olika år.

Diffust läckage - jordbruksmark

Under 1960-talet och början av 1970-talet skedde en kraftig fosforgödsling, framförallt av sockerbetor och potatis, vilket ledde till att ett överskott av fosfor byggdes upp i åkermarken27. Sedan dess har andelen fosfor i handelsgödsel emellertid minskat betydligt. Upplagring av fosfor i marken härrör istället i stor utsträckning från den export av växtmaterial i form av djurfoder som sker från spannmålsproducerande slättjordsområden till djurtäta distrikt. Möjligheten att sprida ut den producerade stallgödseln över ett större område är här ofta begränsad. Förhöjda fosforhalter förekommer dock även i de stora odlingsdistrikten. I kombination med lutande fält, jordar med låg fosforfixering eller dålig

24 Hansson, L-A. Biomanipulering som restaureringsverktyg för näringsrika sjöar: en kunskapssammanställ-

ning. Naturvårdsverket. Rapport 4851 (1998). 25 Fosforläckaget från jordbruksmark består även av en naturlig bakgrundshalt. 26 SLU och SMHI beräknar på uppdrag av Naturvårdsverket transport, retention, källfördelning (TRK) och

belastningen på Östersjön och Västerhavet. 27 Ulén, B. Förluster av fosfor från jordbruksmark. Naturvårdsverket, Rapport 4731(1997).


29

infiltrationskapacitet kan fosforförlusterna genom ytvattenavrinning och dränering bli stora. Lokalt kan även vinderosion bidra till fosforförlusten.

De regionala skillnaderna i åkermarkens fosforförråd är stora, med störst upplagring i Hallands, Blekinge, Kronobergs och före detta Kristianstads län. Det finns även en skillnad i gödslingsintensitet från norr till söder, men skillnaden i fosforförråd beror främst på hur intensiv djurhållningen är samt på odling av gödslingsintensiva grödor som potatis och sockerbetor. Utav den totala antropogena belastningen till havet beräknas belastningen från åkermark och betesmark stå för ca 55 %.

Punktkällor

I Sverige är ca 500 000 småhus för permanentboende och ca 500 000 fritidshus anslutna till enskilda avloppsanläggningar. Avloppsstandarden i glesbygden varierar mycket. Många äldre hus och mindre samhällen har bristfälliga reningsanläggningar. Ofta består reningen endast av någon enkel form av slamavskiljning. En stickprovsartad undersök-ning av Naturvårdsverket28 gav resultatet att 58 % av permanenthushållen med enskilda avloppsanläggningar enbart hade slamavskiljning eller inte ens det. Andelen anläggningar som var undermåliga i sin konstruktion uppgick till ytterligare 10-15 %. Uppskattningsvis ca 60-70 % av fritidshusen har torrtoalett. Av de återstående ca 30 % har en större andel godtagbara avloppslösningar. Utav den totala antropogena belastningen till havet beräknas belastningen från enskilda avloppsanläggningar stå för ca 24 %. För närvarande pågår dock en permanentning av fritidshus som på sikt kan leda till ett kraftigt förhöjt läckage av fosfor om inte acceptabla reningsmetoder används.

Åren kring 1970 kompletterades flertalet kommunala reningsverk i Sverige med kemisk rening, som kan eliminera 90 % eller mer av det obehandlade avloppsvattnets fosforinnehåll. Sedan mitten av 1970-talet är praktiskt taget alla svenska tätortshushåll och mindre industrier anslutna till kommunal avloppsrening och ungefär 95 % av utsläppen genomgår i dag såväl kemisk som biologisk rening. Utav den totala antropoge-na belastningen till havet beräknas belastningen från kommunala reningsverk, exklusive kustbaserade reningsverk, stå för ca 10 %. Dagvatten och bräddning29 av obehandlat avloppsvatten kan lokalt ge ett betydande närsaltsbidrag till sjöar och vattendrag. Utav den totala antropogena belastningen till havet beräknas belastningen från dagvatten från tätorter stå för ca 5 %.

Industrins utsläpp av fosfor till vatten är relativt litet och utav den totala antropogena belastningen till havet beräknas industrin, exklusive den kustbaserade industrin, stå för ca 6 %. Lokalt kan dock enstaka industrier, exempelvis cellulosaindustrier, svara för betydande utsläpp. De stora industrierna har oftast egna reningsanläggningar och ett mycket stort antal mindre och medelstora industrier är anslutna till kommunala renings-verk. Utsläppen är dock dåligt kända och vissa uppgifter tyder på att de är underskatta-

28 Naturvårdsverket. Vatten, avlopp och miljö, underlagsrapport till aktionsprogram MILJÖ 93. Rapport

4207 (1993). 29 Avloppsreningsverken kan vid extrema nederbördssituationer bli tvungna att släppa förbi orenat

avloppsvatten direkt ut i naturen. Även översvämning i bristfälliga ledningsnät kan ge upphov till bräddning.


30

de30. Exempelvis så kan skyddsbevattning av timmer ge upphov till betydande läckage av fosfor. Även om det blir allt vanligare med recirkulationsprocesser eller klimatstyrda bevattningsanläggningar så är dessa lösningar inte hundraprocentiga och en liten recipient kan påverkas av de utsläpp som ändå når fram. I samband med kraftig nederbörd och/eller stor belastning från andra källor kan läckaget på så vis få betydande effekt på recipientens miljötillstånd31.

3.4 Övriga källor

Läckaget av fosfor från skogsmark uppgår till ca 36 % av den totala belastningen till havet men består till stor del av en naturlig bakgrundsbelastning. Per arealenhet är växtnäringsläckaget från skogsmark litet jämfört med läckaget från jordbruksmark. Skogsbrukets bidrag till belastningen av fosfor till sjöar är nästan obetydligt. Växande skog utnyttjar den tillgängliga växtnäringen effektivt varpå läckaget blir litet, men ökar i samband med avverkning, markberedning och dikning. Utav den totala antropogena belastningen till havet beräknas belastningen från hyggen stå för ca 1 %.

Förlusten av växtnäringsämnen och organiskt material från fiskodlingar är liten men kan ge betydande lokala övergödningseffekter. Det bör i sammanhanget påpekas att den tidigare hanteringen kan ha bidragit till en upplagring av fosfor i sedimenten. De faktorer som styr förlusterna till vattenmassan är fodrets sammansättning, graden av överutfodring och graden av bindning i slam. Av dessa kan särskilt de två förstnämnda påverkas genom åtgärder. Detta har också skett i Sverige sedan odlingen av fisk för konsumtion tog fart under 1970-talet. De produktionsspecifika förlusterna har för fosfor reducerats med ca 2/3. Förlusterna 1995 var 6,4 kg P per producerat ton32. Orsakerna till de sjunkande förlusterna av fosfor ligger både i sänkta foderkoefficienter och sänkta fosforhalter i fodret. Utav den totala antropogena belastningen till havet beräknas belastningen från fiskodlingar stå för ca 1 %. Det finns planer på att utveckla den svenska fiskodlingen. I utredningen Svenskt vattenbruk redovisas de svenska möjligheterna för fiskodlingar.

Fosfor kan även tillföras sjöar genom deposition av uppvirvlat damm från åkermark samt luftburna industriutsläpp. Enligt en rapport från Svenska miljöinstitutet33 (IVL) är det generella nedfallet av fosfor i Sverige relativt lågt, men varierar kraftigt regionalt och kan således vara betydande lokalt. Därför kan nationellt framtagna bakgrundsvärden endast användas med stor försiktighet i budgetstudier av fosfor. Det rekommenderas att inkludera mätningar av fosfornedfall i regionala studier ifall en budget skall upprättas. Det rekommenderas även att en regional bakgrundsinventering av fosfornedfall utförs för att kunna dra slutsatser om bidragskällor till svenska marker och vattendrag. För vissa extremt näringsfattiga fjällsjöar kan dessutom även ett litet tillskott ge stora effekter. Direkta mätningar av fosfornedfall över Sverige görs dock inte i dagsläget och det finns 30 Löfgren, S. och Olsson, S. Tillförsel av kväve och fosfor till vattendrag i Sveriges inland: underlagsrapport

till Hav-90: aktionsprogram mot havsföroreningar. Naturvårdsverket, Rapport 3692 (1990). 31 Muntlig information. B. Sundström, Länsstyrelsen i Västerbottens län, 2000. 32 SLU Miljödata. 33 Knulst, J. Fosfor i nederbörd, resultat från mätningar under 1990-talet. IVL, Rapport B1442 (2001).


31

därför inte någon samlad kunskap om hur stort nedfallet är och vad som orsakar det. De få beräkningar som gjorts är dessutom osäkra. I en rapport från Jordbruksverket34 framhålls att nedfallet på sjöar bidrar direkt till övergödningen, vilket är viktigt att ta hänsyn till när man värderar bidraget från olika källor.

3.5 Tillstånd i svenska sjöar

I Sverige finns totalt 95 700 sjöar med en yta större än 1 ha. Av dessa har ca 95 000 fosforhalter i klass 1 och 2 enligt de svenska bedömningsgrunderna för miljökvalitet, dvs. < 25 µg P/l. Antalet eutrofierade sjöar eller avgränsade delar av sjöar (sjöbassänger) med uppmätta totalfosforhalter över 25 µg tot-P/l är ca 780 stycken35. Av dessa har ca 20 % (169 sjöar) halter mellan 50 och 100 µg P/l och ca 6 % (52 sjöar) halter över 100 µg P/l enligt data från 1990-talet. I de flesta fall har sjöarnas halter sannolikt höjts av mänskliga aktiviteter och uppvisar en påverkad biologisk mångfald jämfört med den ursprungliga.

Ovanstående siffra på 780 sjöar i Sverige över 25 µg tot-P/l som baseras på uppgifter från Sveriges länsstyrelser och kompletterats med tillgängliga databaser skiljer sig dock från den siffra som tagits fram via riksinventeringen av sjöar och vattendrag 2000. Resultatet från riksinventeringen som bygger på en uppräkning av ca 4 000 slumpvist uppmätta sjöar anger i stället att ca 3 700 sjöar i Sverige har totalfosforhalter över 25 µg. Vi har följaktligen ett stort spann mellan de två uppgifterna. Förmodligen representerar det faktiskt uppmätta antalet sjöar en underskattning medan det i riksinventeringen beräknade antalet innebär en överskattning. Det riktiga antalet torde ligga någonstans däremellan.

Figur 3.1 Karta över de mest övergödda inlandsvattnen i Sverige. I de på bilden markerade områdena har många mindre sjöar en totalfosforhalt som överstiger 25 �g/l (Monitor 14, 1994).

Även om relativt stora sjöar eller sjöbassänger kan vara påverkade av övergödning är

det i första hand ett större antal små sjöar som är drabbade. Det beror framförallt på att lokala utsläppskällors påverkan på små sjöar blir större än på stora sjöar, där utspädnings- och självreningsförmågan är större.

Utifrån beräkningar av jämförvärden hos 221 sjöar med halter över 50 µg tot-P/l dras även slutsatsen att det för dessa sjöar behövs kraftiga åtgärder för att komma till rätta med 34 Statens jordbruksverk. Sektorsmål och åtgärdsprogram för reduktion av växtnäringsförluster från

jordbruket. Nr 1 (2000). 35 SLU (2003): Miljödata.


32

de antropogent orsakade förhöjda halterna av fosfor. Slutsatsen kan dock komma att förändras om vi i framtiden kan beräkna jämförvärden på ett mer korrekt sätt (se kap. 4.5) då det i dagsläget finns risk för att den mänskliga påverkan på övergödningen överskattas.

Trots att den geografiska fördelningen av sjöar med höga fosforhalter visar en viss spridning över hela landet är de övergödda sjöarna till stor del koncentrerade till södra Sverige. De mest påverkade sjöarna (hypertrofa sjöar) med totalfosforhalter över 100 �g/l finns i södra Skåne, Mälardalen, Östergötland och området söder om Vänern (se figur 3.1).

Även sjöar med halter under 25 µg tot-P/l kan dock vara i behov av lägre fosforhalter. Hur många av dessa sjöar som skulle vara i behov av anpassade miljökvalitetsnormer (se kap. 4.5) samt hur många sjöar som skulle kunna tänkas behöva miljökvalitetsnormer i förebyggande syfte är dock oklart.

3.6 Effekter på miljön av övergödning

Övergödning av sjöar orsakas av en ökad tillförsel eller ökat tillgängliggörande av växtnäringsämnen i sjöar och vattendrag. Sjöarnas igenväxning är delvis en naturlig process som fortgått allt sedan de bildades efter den senaste istiden. Den tillförsel av närsalter som under senare år orsakats av människan har emellertid på många håll drastiskt påskyndat övergödningsprocessen samt i många sjöar orsakat onaturligt höga näringshalter. I sjöar, isolerade havsvikar och lugna delar av vattendrag är fosfor normalt det tillväxtbegränsande ämnet vilket gör att även en mindre förhöjning av fosforhalten kan ge upphov till förändringar i en sjös ekosystem.

En måttlig övergödning av ett ursprungligen näringsfattigt vatten ger en ökad tillväxt av alger och annan vegetation. Sett ur ett lokalt eller regionalt perspektiv kan därför artantalet och biomassan i en näringsfattig sjö tillfälligt öka i början av en övergödnings-process då nya arter kan tillkomma medan de ursprungliga ännu finns kvar. Om övergödningen fortskrider tilltar växtplanktonförekomsten så kraftigt att vattnet blir grumligt. Därigenom minskar ljusets förmåga att tränga ner i vattnet vilket missgynnar bottenvegetationen. Längs stränderna blir bälten av vass och säv så täta att de börjar konkurrera ut annan vegetation. Döda växter som sjunker till botten orsakar igenslamning av bottnarna utanför dessa bälten slår ut rosettväxterna och från sand-, klipp- och mjukbottnar försvinner växter som nålsäv, hårslinga och smalbladiga nateväxter. Fastsittande kiselalger trängs undan av snabbväxande, trådformiga grönalger. En alggrupp som särskilt missgynnas av ökad övergödning är kransalgerna. Bland dem har ett halvdussin arter helt försvunnit från de vatten där de tidigare iakttagits36. Utvecklingen gynnar planktonätande fisk såsom mört och braxen, medan de ur fiske- och födosynpunkt av människan mer eftertraktade rovfiskarna, t.ex. abborre och gädda, minskar i antal och vi får en stor förändring av ekosystemet.

I starkt eutrofa vatten kan växtplanktonproduktionen vara omfattande. Vissa växtplank-tonarter uppträder tidvis i massutveckling, så kallad algblomning. Framför allt cyanobak-

36 Monitor 14. Biologisk mångfald i Sverige: en landstudie. Statens naturvårdsverk (1994).


33

terier (blågrönalger) kan ge vattnet en besvärande lukt eller smak och några arter kan producera gifter (se kap. 3.7).

Vid nedbrytning av döda växter och djur kan en stor del av vattnets syrgasinnehåll förbrukas. Syrgasbristen, i kombination med försämrat siktdjup, kan slå ut växter, bottendjur och i extrema fall även fisk. Om all syrgas i bottenvattnet förbrukas kan det i stället bildas svavelväte som är giftigt för allt högre liv. Den reducerade (syrgasfattiga) miljön kan även orsaka ett ökat läckage av fosfor från sedimenten i och med att järnets förmåga att binda fosfor minskar under sådana förhållanden.

Sammanfattningsvis åtföljs kraftig övergödning generellt av en markant minskning av antalet växt- och djurarter i vattnet. Enstaka arter gynnas, men det sker på bekostnad av den biologiska mångfalden.

3.7 Hälsoeffekter av övergödning

I Sverige förekommer cyanobakterier och alger i alla typer av sjöar. Vissa arter kan under specifika förhållanden producera gifter med extremt hög toxicitet. I sötvatten är det huvudsakligen cyanobakterier som orsakar problem. Cyanobakterierna trivs bäst i näringsrika sjöar, där deras individantal ökar med tilltagande näringshalt. Produktionen kan bli mycket omfattande i kraftigt eutrofa sjöar och man talar då om algblomning. Mellan en tredjedel och hälften av alla blomningar i Sverige är toxinbildande37. Hittills har toxinproducerande cyanobakterier påträffats i ett 90-tal sjöar i Sverige, framför allt i Uppland, Östergötland och Skåne38.

Människor kan drabbas av toxinerna på flera sätt. Bad kan ge upphov till allergiska reaktioner och astmatiska reaktioner kan uppstå när cyanobakterier och alger förs upp i luften vid algskumbildning. Mag- och tarmåkommor kan uppstå vid kallsupar (speciellt 37 Artikel ur Vår föda nr 1, Livsmedelsverket (1997) 38 Naturvårdsverket och SCB. Naturmiljön i siffror 2000 (2000)

Faktaruta 3.1: Sjöar och biologisk mångfald

Med biologisk mångfald avses variationer bland levande organismer i alla miljöer samt de ekologiska relationer och processer som organismerna ingår i (Naturvårds-verket, 1993a). Det räcker följaktligen inte att bevara den biologiska mångfalden på artnivå utan även ekosystemen och den genetiska variationen inom arten måste skyddas. Detta innebär att gener, arter och ekosystem ska bevaras långsiktigt och utan fortsatta förluster.

I Sverige finns ca 90 000 sjöar (större än 1 ha) samt en mängd mer eller mindre permanenta vattensamlingar. Sjöarna är artrika miljöer och utgör hemvist samt reproduktionsområde för tusentals olika arter av djur och växter, varav ett antal är upptagna på den officiella rödlistan.


34

hos barn), och via förtäring av dricksvatten eller toxinförgiftade fiskar. Höga toxinhalter kan även ge störningar i leverfunktionen. Cyanotoxinet microcystin har dessutom nyligen upptäckts vara tumörpromotor39. Ett stort antal sjukdomsfall har rapporterats där bad i sjöar med alger och cyanobakterier uppgetts som orsak. Vanliga symtom är klåda, snuva, bindhinnekatarr, astma, magkatarr, kräkningar och diarré. Mörkertalet misstänks dock vara stort eftersom läkare i allmänhet är tämligen oinformerade om cyanobakteriers toxiska och sjukdomsalstrande egenskaper.

På grund av bristfälliga data finns det idag inga fastställda gränsvärden för toxinhalter i dricksvattnet. Det som finns är ett provisoriskt gränsvärde för tolerabelt dagligt intag av microcystin-LR från på 1 µg/l (Världshälsoorganisationen WHO, 2000). Enligt WHO är dock mycket lite känt både beträffande effekterna av långvarig exponering (exempelvis tumörpromotion och leverskador) och kortvarig exponering (exempelvis hudåkommor) av algtoxiner. Dessutom finns inga gränsvärden fastställda för andra cyanotoxiner än för microcystin-LR40.

Undersökningar som gjorts beträffande förekomsten av cyanotoxiner i vatten från Vombverket mellan åren 1996 och 199941 påvisade förekomst av toxinbildande cyanobakterier och deras toxiner i såväl råvatten som dricksvatten. Sommaren 1996 inbjöd Livsmedelsverket (SLV) samtliga kommuner i Sverige att deltaga i en stickprovs-undersökning av ytvattentäkter med avseende på förekomst av cyanobakterier och toxiner. Toxiner hittades i 16 av 110 sjövattenprov, i 2 av 17 prov från infiltrationsbas-sänger, i 4 av 104 råvattenprov och i 2 av 107 dricksvattenprov. Halterna i dricksvatten låg mellan 0,3 - 0,4 µg toxin/l vatten42.

Produktion av cyanotoxiner kan förekomma även under de halter som är aktuella i det föreslagna normkonceptet. Detta innebär att miljökvalitetsnormer för fosfor inte skulle utgöra en garanti för att toxiner inte förekommer även efter det att normerna är uppnådda varför kontroll även fortsättningsvis skulle komma att behövas i varje enskilt fall. Normerna skulle dock skapa goda förutsättningar för att minska problemet. Mot bakgrund av ovanstående kan det förefalla logiskt att föreslå ett strängare normvärde med avseende på människans hälsa för de vatten som används som dricksvattentäkt. Ett annat alternativ skulle kunna utgöras av separata miljökvalitetsnormer för människans hälsa. I dagsläget är dock kunskapen om risker för människans hälsa kopplat till cyanotoxiner alltför osäker. Vår bedömning är att vidare forskningsinsatser behövs beträffande vilket gränsvärde som är relevant och vilka analysmetoder som ska användas.

39 Artikel ur Vår föda nr 1, Livsmedelsverket (1997) 40 Bokstavsbeteckningen LR används för att ange vilka aminosyror som ingår i molekylerna. Till exempel

innehåller microcystin-LR aminosyrorna leucin och arginin i speciella positioner. 41 Cronberg, G., Annadotter, H., Lindberg, M. Lirås, V. och Lawton, L. Undersökning om förekomst av

algtoxiner i rå- och renvatten från Vombverket samt påväxtalger i infiltrationsdammarna 1996-1997. Ekologiska inst. Lunds universitet, Lund (1997).

42 Sveriges Livsmedelsverk. Rapport 19/97.


35

4. Förslag till koncept för miljökvalitetsnormer för fosfor i utvalda sjöar Den utformning av en miljökvalitetsnorm för fosfor som beskrivs är ej generell över hela landet, utan tänkt att användas i utvalda sjöar. För att i möjligaste mån kunna anpassa normer till de olika sjöarnas förutsättningar redovisas tre olika typer av normvärden för olika typer av sjöar.

För att möjliggöra regional prioritering, samt ta tillvara länsstyrelsernas och kommu-nernas kunskaper om miljösituationen och vilka sjöar som är viktiga att skydda bedömer Naturvårdsverket att en regionalt styrd urvalsprocess är att föredra. Det övergripande ansvaret för denna bedömning torde lämpligen ligga på de nya vattenmyndigheter som senast i december 2003 kommer att träda i kraft i enlighet med ramdirektivet för vatten.

4.1 Urval av sjöar

Även om tillståndet för många av landets sjöar på sikt behöver förbättras är åtgärdsbeho-vet varierande. Med hänsyn till sjöarnas nuvarande tillstånd, biologiska värden, nyttjandeaspekter samt en bedömning av hur utvecklingen i området kan tänkas påverka sjöns framtida tillstånd, är det motiverat att ett urval och en prioritering görs (se figur 4.1). Mycket av kunskapsunderlaget finns redan sammanställt genom den regionala miljöövervakningen, arbetet med strategier för regionalt miljövårdsarbete (STRAM), nuvarande miljömålsarbetet och inventeringar gjorda i länen och kommunerna.

Urvalet behöver ske i samråd med berörda län och kommuner vilka kan bistå med regional och lokal kunskap och information i övrigt. I de fall miljökvalitetsnormer omfattar flera avrinningsdistrikt bör urvalet ske i samråd mellan berörda vattenmyndighe-ter.

Redovisning av utvalda sjöar

I beslutsunderlagen till regeringen föreslås att följande ska ingå: �� Sjödata (sjöns namn, koordinater, djup, storlek och beräknad omsättningstid). �� Motivet till att utfärda miljökvalitetsnormer för sjön och vilken normkategori

sjön ska placeras i. Här anges även sjöns nuvarande totalfosforhalt samt sjöns jämförvärde (analys av mängden färgad organisk substans eller annan lämplig metod, se kap. 4.5).

�� Det normvärde som ska uppfyllas angivet som totalfosforhalt. �� Orsaken eller orsakerna till att miljökvalitetsnormen överskrids eller riskerar att

överskridas.


36

�� Den nuvarande totala tillförseln samt tillförseln fördelat på respektive källa angivet i ton totalfosfor per år.

�� Storlek på den belastningsminskning som krävs för att normen inte ska överskri-das eller för att risken för överskridande ska upphöra.

�� En åtgärds- och konsekvensanalys i syfte att ge regeringen en väl underbyggd bild av vilka konsekvenser en miljökvalitetsnorm kan få.

Figur 4.1 Urval av sjöar – processbeskrivning

Kartläggning av övergödda sjöar

Valda sjöar Utsorterade sjöar

Sjöar som ej lämpar sig för MKN (kap 4.2)

Behovsanalys Placering i kategorier

1 2 a 2 b

Sjöar som ej är i behov av MKN

Sjöar med lägre prioritet (tidplan för senare normsättning

upprättas)

1 2a 2b


37

Tillvägagångssätt

Kartläggning

�� Sammanställning av befintlig kunskap beträffande övergödda sjöars miljötillstånd och påverkan från fosforkällor.

�� Sjöar som inte omfattas av normförslaget sorteras bort enligt rekommendationer-na i kap. 4.2. För dessa sjöar gäller givetvis bl.a. de allmänna hänsynsreglerna samt möjligheten till andra skyddsformer enligt miljöbalken.

�� Utifrån de vägledande kriterierna i kap. 4.4 och 4.5 placeras de kvarvarande sjöarna i någon av de tre normkategorier som beskrivs i rapporten. Genom att på så vis ta fram ett potentiellt normvärde för respektive sjö åskådliggörs differensen mellan sjöns nuvarande totalfosforhalt och den miljökvalitetsnorm som skulle vara aktuell för sjön. Differensen tjänar sedan som underlag för behovsanalysen nedan.

Behovsanalys

�� För sjöarna i föregående punkt görs sedan en behovsanalys. Analysen görs i syfte att bedöma vilka sjöar som är i behov av en norm och om normen ska sättas i fö-rebyggande eller förbättrande syfte. Analysen görs även för att senare priorite-ringar ska kunna genomföras. Före val av sjö bör även en analys av övergöd-ningsproblemen i jämförelse med andra hot mot den biologiska mångfalden i sjön ingå. Med utgångspunkt från sjöarnas miljötillstånd och påverkan från fosforkäl-lor, görs här en bedömning av hur utvecklingen i området kan tänkas påverka sjöns tillstånd i framtiden, samt nyttjandeaspekterna. Sjöar som utgör dricksvat-tentäkter eller potentiella dricksvattentäkter, Natura 2000–objekt43, riksobjekt för naturvård och fiske eller sjöar som ligger inom nationalparker och naturreservat bör speciellt beaktas. Höga rekreationsvärden, riksobjekt för friluftsliv samt höga estetiska värden kan också vara viktiga urvalskriterier. Det är i sammanhanget också viktigt att vattenmyndigheten gör en bedömning av sjöarnas biologiska värde utifrån ett nationellt perspektiv, där förekomsten av nyckelbiotoper i eller i anslutning till vatten kan vara en faktor att beakta44. Därutöver torde även sjöar som på grund av sitt läge i ett avrinningsområde påverkar andra sjöar negativt vara särskilt viktiga att reglera med miljökvalitetsnormer för fosfor. I andra fall kan en grupp sjöar i ett avrinningsområde behöva normregleras. Detta är även analogt med EG:s ramdirektiv för vatten, där det angivna målet är att nå en god vattenkvalitet för alla yt- och grundvatten inom EU. Vid val av sjöar och normni-våer är det därför viktigt att hela avrinningsområdet beaktas.

�� De sjöar som inte är i behov av miljökvalitetsnormer sorteras ut. �� Utifrån ovanstående analys görs en bedömning om normen ska sättas i förbätt-

rande eller förebyggande syfte för de kvarvarande sjöarna. Med förebyggande syfte menas här att bevara tillståndet i sjöar som för tillfället inte är hotade av

43 Naturvårdsverkets förteckning över naturområden som avses i 7 kap. 27 § miljöbalken; NFS 2001:19. 44 Naturvårdsverket 2002. Vägledning för bevarande av värdefulla naturmiljöer i och i anslutning till sjöar

och vattendrag.


38

övergödning. Med förbättrande syfte menas att en minskning av totalfosforhalten krävs för att miljökvalitetsnormen ska uppfyllas.

Prioritering

�� En prioritering görs av vilka kvarvarande sjöar som anses vara viktigast att skyd-da.

�� För sjöar som inte prioriteras i detta skede bör en preliminär tidsplan upprättas för kommande miljökvalitetsnormer.

Samråd och beslut

�� De förslag på sjöar som vattenmyndigheten bedömer vara i behov av en miljö-kvalitetsnorm skickas på remiss till Naturvårdsverket, Fiskeriverket och berörda kommuner.

�� Förslaget skickas därefter in till regeringen. I samband med detta bör även even-tuella tidsplaner för de icke prioriterade sjöarna redovisas.

�� Regeringen fattar beslut och meddelar vilka sjöar som ska ingå i en förordning om miljökvalitetsnormer för fosfor i utvalda sjöar.

I de fall där det görs en bedömning att viktiga sjöar utifrån ett nationellt perspektiv saknas kan Naturvårdsverket och Fiskeriverket lämna förslag på ytterligare sådana miljökvali-tetsnormer till regeringen.

I avsikt att åstadkomma en förankring av miljökvalitetsnormer och ett gott samarbets-klimat som plattform för åtgärdsarbetet samt gemensamma lösningar, är det av största vikt att ett brett samrådsförfarande inleds på ett så tidigt stadium som möjligt i processen. Detta bör omfatta såväl myndigheter, kommuner, markägare, verksamhetsutövare och allmänhet som på ett betydande sätt berörs av miljökvalitetsnormer.

4.2 Sjöar som ej lämpar sig för miljökvalitetsnormer

Målet med det presenterade konceptet är att göra det möjligt att sätta miljökvalitetsnor-mer för de flesta av landets sjöar som är i behov av en begränsning av fosfortillförseln. Naturvårdsverket anser dock att det är svårt att ta fram ett koncept baserat på miljökvali-tetsnormer som kan skydda alla typer av sjöar. Nedan finns ett antal sjötyper som Naturvårdsverket anser faller utanför konceptets ram. Det innebär dock inte att höga fosfornivåer kan tillåtas för dessa sjöar. För verksamheter som påverkar dessa sjöar kvarstår givetvis en rad andra regler i miljölagstiftningen. Möjligheten kvarstår också att utveckla det föreslagna konceptet. Troligtvis kan ny kunskap medföra att ytterligare normkategorier adderas.

Miljökvalitetsnormer är enligt Naturvårdsverkets bedömning inte lämpliga för följande sjötyper. De kan dock, där så är möjligt, bli föremål för åtgärder i den mån de påverkar andra sjöar nedströms:

�� Sjöar där den antropogena tillförseln av fosfor kan åtgärdas med andra styrmedel, t.ex. reglering av enskilda avlopp eller åtgärder mot enstaka större punktkällor.


39

�� Närings- och vegetationsrika fågelsjöar i slättlandskap. Framförallt gynnas fågel-livet här av undervattenväxter, säv, bladvass och vatteninsekter. Ett alltför när-ingsrikt tillstånd innebär dock att undervattenväxter slås ut, insektsätande karp-fisk (mört och ruda) ökar och sjön riskerar i förlängningen att växa igen. I dags-läget finns inte tillräcklig kunskap beträffande vilken fosforhalt som är lämplig för denna typ av sjöar.

�� Sjöar med naturligt höga fosforhalter där endast obetydlig antropogen belastning av fosfor kan påvisas, exempelvis vissa humösa sjöar (så kallade brunvattensjö-ar), sjöar i områden med fosforrik berggrund eller jordart45 samt sjöar i bördig skogsmark som kan ha ett jämförvärde (naturlig halt) som överstiger 25 �g tot-P/l.

�� Små sjöar, dammar och tjärnar under 3 ha som ofta uppvisar extremt varierande fosforhalter.

Begreppen ”kraftigt modifierade sjöar” och ”särskilda vatten” enligt ramdirektivet för vatten väntar fortfarande på sin definition. För närvarande pågår ett flertal projekt för att bestämma vilka sjöar som åsyftas i direktivet.

45 Områden med fosforhaltig apatitmalm i exempelvis norra Norrland eller fosforhaltiga marina leror i t.ex.

Mälardalen.


40

4.3 Normkonceptets struktur

Normkonceptet är baserat på att de utvalda sjöarna placeras i någon av tre kategorier med olika normnivåer, en med generell normnivå och två med anpassade normnivåer. För att underlätta beskrivningen av normkonceptet presenteras det först i ett schema (se tabell 4.1). I kommande stycken följer en mer ingående genomgång av de olika normkategori-erna samt förslag på kriterier för placering.

Tabell 4.1 Tre möjliga normkategorier för miljökvalitetsnormer för fosfor i utvalda sjöar. Jämförvärdet definieras här som värden för tillstånd som representerar förhål-landen utan mänsklig påverkan (se vidare kap. 4.5).

Generell normnivå

Anpassad normnivå

1) Allmänt skyddsvärda sjöar Normvärde: 25 �g tot-P/l.

2a) Särskilt skyddsvärda sjöar och/eller särskilt känsliga sjöar Normvärde: 1,5 ggr jämförvärdet Anmärkning: Normnivån får ej överskrida 25 �g tot-P/l 2b) Skyddsvärda sjöar med ett jämförvärde högre än 25 �g tot-P/l Normvärde: 1,5 ggr jämförvärdet

Undantag för alla normkategorier En fosfornorm får inte sättas på en nivå, så att fosfornormen i ett annat vatten nedströms i avrinningsområdet inte kan uppfyllas. Föreligger en sådan risk, ska ett strängare normvärde sättas.

Den generella normnivån definieras som ett uppmätt 3-årsmedelvärde för totalfosfor-

halten på högst 25 �g tot-P/l. Det är den totalfosforhalt som för flertalet av Sveriges sjöar anses motsvara de föroreningsnivåer eller störningsnivåer som miljön eller naturen kan belastas med utan fara för påtaglig olägenhet.

För sjöar som är särskilt skyddsvärda och/eller särskilt känsliga eller sjöar som tillförs avsevärda mängder fosfor naturligt exempelvis från den omgivande berggrunden behöver dock en anpassning av normvärdet ske utifrån ett tillstånd som kan betecknas som ”naturligt” eller av människan föga påverkat. Detta görs genom att använda respektive sjös jämförvärde (se kap. 4.5).

Det är i sammanhanget viktigt att betona att miljökvalitetsnormer för fosfor inte ger någon rätt att förorena eller störa upp till den angivna normen utan enbart innebär ett förbud mot att förorena eller störa utöver normen. Verksamheter som medför utsläpp som


41

inte innebär att normen överträds ska bedömas i enlighet med relevanta regler i miljöbal-ken, bland annat de allmänna hänsynsreglerna i 2 kap.

4.4 Generell normnivå

Kategori 1) Allmänt skyddsvärda sjöar

Normkategorin omfattar sjöar eller delar av sjöar med en allmänt skyddsvärd biologisk mångfald. Normkategorin relaterar till bedömningsskalan för fosfortillstånd enligt Naturvårdsverkets Bedömningsgrunder för miljökvalitet - sjöar och vattendrag (bilaga 1). Miljökvalitetsnormen motsvarar där gränsen mellan tillståndsklass 2 och 3, dvs. 25 �g tot-P/l.

För sjöar i den generella normkategorin föreslås att miljökvalitetsnormen, med stöd av 5 kap. miljöbalken, fastställs till 25 �g tot-P/l uppmätt som ett kontinuerligt 3-årsmedelvärde.

Normvärdet motiveras av att en koncentration som överstiger 25 �g tot-P/l under en längre tid kan medföra risk för allvarliga förändringar i ekosystemen i denna kategori av sjöar. Det kan röra sig om funktionella och strukturella förändringar, utslagning av arter, drastiskt minskat siktdjup, syrgasbrist och massiva ”algblomningar”. Naturvårdsverket anser att 25 �g tot-P/l är den naturvetenskapligt accepterade högsta godtagbara fosforhal-ten för att kunna utesluta "fara för påtagliga olägenheter" för biotan i sjöar som avses i normkategorin.

Valet av denna normnivå får stöd av följande: �� Det finns en allmän uppfattning bland nationella experter inom området, att den

halt där en sjös ekosystem riskerar att få en funktionell förändring som accelere-rar övergödningen, ligger vid en halt runt 25 �g tot-P/l och där över46.

�� Övergången mellan grunda sjöar med klart vatten och dominans av undervatten-växter och sjöar med alggrumlat vatten är inte en successiv förändring utan ka-rakteriseras av snabba växlingar. Överlappningen är betydande och kan teoretiskt sträcka sig från ca 25 till över 1 000 �g tot-P/l. Inom detta intervall kan alltså an-tingen växtplankton eller undervattenväxter dominera. Det bör dock poängteras att antalet klarvattensjöar med höga fosforhalter i praktiken är mycket få. Vid höga näringskoncentrationer är det grumliga växtplanktonläget dessutom mycket stabilt och det krävs stora åtgärder för att ”knuffa över” systemet till klarvattens-läget (se fig. 4.2).

46 Personlig upplysning, Expertgruppen, 2000.


42

Låg

Hög

Klar Grumlig

Fosf

orha

lten

Figur 4.2 Modell över alternativa stabila jämvikter i sjöar. Längst ner i figuren, vid mycket hög närsaltsbelastning ligger kulan (sjön) i ett alggrumlat läge. Det krävs kraft-fulla åtgärder för att flytta kulan till ett klarvattenläge (Hansson, 1998, ursprung-ligen av Scheffer 1990).

�� Den fosforkoncentration där massutveckling av cyanobakterier börjar uppträda

anses representera en kritisk nivå som ej bör överskridas. För att undvika detta bör fosforkoncentrationen i sjöar (där fosfor är det reglerande ämnet) inte överskrida 25 �g tot-P/l beräknat som den genomsnittliga totalfosforhalten under året47.

�� Den goda kopplingen mellan totalfosforhalt och biologiskt tillstånd i sjöar har lett till att så kallade trofiskalor finns utarbetade sedan länge. Såväl nationellt som in-ternationellt anses en halt över 25-30 �g tot-P/l motsvara en trofinivån där sjön befinner sig i ett övergött stadium48.

Vägledning för urval av sjöar till kategorin 1) Allmänt skyddsvärda sjöar

För att välja ut allmänt skyddsvärda sjöar bör följande urvalskriterier användas: �� Sjöar med en skyddsvärd biologisk mångfald. För att bedöma en sjös naturvärde

kan System Aqua49 (se faktaruta 4.1) användas.

47 Wiederholm, T. Bedömningar och riktvärden för fosfor i sjöar och vattendrag : Underlag för försöksverk-

samhet. Statens naturvårdsverk. PM 1705 (1983). 48 Naturvårdsverket. Bedömningsgrunder för miljökvalitet, sjöar och vattendrag. Bakgrundsrapport 1,

kemiska och fysikaliska parametrar. Rapport 4920 (1999). 49 Willén, E., Andersson, B. och Söderbäck, B. System Aqua: underlag för karakterisering av sjöar och

vattendrag. Naturvårdsverket. Rapport 4553 (1996).


43

�� Sjöar som kan utgöra nyckelbiotop eller har tät förekomst av nyckelbiotoper i eller i anslutning till vatten.50

�� Badsjöar eller del av sjö som används för bad. �� Viktiga fisk- och fiskesjöar, till exempel riksobjekt för fiske samt sjöar utpekade

enligt fiskvattendirektivet. �� Övriga värden.

4.5 Anpassad normnivå

För sjöar som är särskilt skyddsvärda eller som är särskilt känsliga eller sjöar som på naturlig väg tillförs avsevärda mängder fosfor, exempelvis från den omgivande berggrun-den, behöver en anpassning av normvärdet ske. Detta bör göras utifrån ett tillstånd som kan betecknas som ”naturligt” eller av människan föga påverkat, nedan angivet som respektive sjös jämförvärde.

Jämförvärde

Värden för tillstånd som representerar förhållanden utan mänsklig påverkan är alltid svåra att uppskatta. Den i rapporten föreslagna metoden för att uppskatta förhållanden utan mänsklig påverkan är det som kallas jämförvärdet. Det jämförvärde som vi diskuterar här bygger på analyser av mängden färgad organisk substans (abs420/5). Ämnet utgörs av ett terrestert humusmaterial som inte nybildas i sjöar och som under naturliga förhållanden tillförs vattnet från omgivande mark på samma sätt som fosfor. Dessutom sker fastlägg-ningen i sjöar för de båda ämnena på likartat sätt. Värdet beräknas utifrån sambandet mellan totalfosforhalten och färgad organisk substans (abs420/5) med hjälp av följande formel: TPjfr (�gP/l) = 5 + 48 x abs f420/5

Analyser av totalfosforhalten ska ske enligt SS 028 127 och analys av absorbansen ska

ske enligt SS-EN ISO7887. Provtagningar och analyser ska i övrigt utföras enligt Naturvårdsverkets Handbok för miljöövervakning.

50 Naturvårdsverket. Vägledning för bevarande av värdefulla naturmiljöer i och i anslutning till sjöar och

vattendrag (2002).

Faktaruta 4.1: System Aqua

System Aqua är ett verktyg som kan användas för att beskriva och bedöma naturvärdet i sjöar och vattendrag, såväl objektsvis som avrinningsområdesvis. Medeltalet för de olika indikatorer som ingår i systemet anger bland annat graden av naturlighet. Detta ligger sedan, tillsammans med eventuella tilläggsvariabler, till grund för en samlad bedömning av naturvärdet.


44

Saknas absorbansvärden kan de beräknas ur vattenfärgen (mg Pt/l) genom att multipli-cera med 0,002. Absorbansvärdet (vid 420 nm) eller vattenfärgen ska analyseras vid 4 provtagningstillfällen per år och baseras på ett kontinuerligt medelvärde under 3 år.

På grund av naturliga variationer är det oundvikligt att sambandet mellan totalfosfor-halten och mängden färgad organisk substans inte alltid överensstämmer. Även om precisionen inte alltid blir den önskade har metoden ändå valts då enkelheten i handha-vandet bedömts vara stor. För att kompensera för eventuella osäkerheter i jämförvärdet och den uppmätta halten av tot-P har kvoten mellan den uppmätta halten och jämförvär-det multiplicerats med en faktor 1,5.

Det finns emellertid fall där jämförvärdet är mer osäkert än i andra. Detta gäller för vissa kalkade sjöar, försurade sjöar, sjöar med mycket låga nuvarande fosforhalter samt sjöar med fosfor bundet till lösta lerpartiklar. I dessa kan den uppmätta fosforhalten vara lägre än jämförvärdet. Detta kan i kalkade och försurade sjöar indikera en oligotrofiering, dvs. förändring mot ett mer näringsfattigt tillstånd. I det fallet där fosfor är bundet till lösta lerpartiklar, kan fosfor åter lösgöras och totalfosforhalten således bli högre igen.

Andra fall där jämförvärdet är opålitligt, är när organiskt material tillförs från cellulo-saindustrier, lakvatten från soptippar eller vid eventuellt ökade humusförekomster i samband med skogsbruksåtgärder. Eftersom absorbansvärdet i dessa fall ökar utan nödvändigtvis motsvarande ökning av fosforhalten, kan detta ge ett för högt jämförvärde.

I ovanstående fall kan det vara motiverat att använda alternativa metoder i syfte att fastställa jämförvärdet för en sjö. Användandet av historiska mätvärden, borrkärnor från sjöns sediment och jämförelse med liknande opåverkade sjöar i närheten (s.k. referenssjö-ar) kan här utgöra användbara alternativ. I praktiken kan detta dock vara svårt att genomföra51.

Kategori 2a) Särskilt skyddsvärda och/eller särskilt känsliga sjöar

Normkategorin omfattar sjöar som är särskilt skyddsvärda och sjöar som är särskilt känsliga för tillförsel av närsalter. I dessa sjöar eftersträvas en av människan föga påverkad halt och redan en liten tillförsel av fosfor bedöms medföra risk för allvarliga förändringar. 25 �g tot-P/l anses inte vara en tillräckligt låg nivå för att skapa ett varaktigt skydd så att de biologiska värdena kan bevaras.

Normnivån sätts därför som gränsen mellan avvikelseklass 1 och 2. Detta motsvarar ingen eller obetydlig avvikelse från jämförvärdet, enligt Bedömningsgrunder för miljökvalitet - sjöar och vattendrag (se bilaga 1). Avvikelsen är uttryckt som det uppmätta värdet totalfosfor i sjön delat med jämförvärdet för den enskilda sjön.

För sjöar i denna normkategori ska således 3-årsmedelvärdet ej överstiga 1,5 x jämför-värdet. Naturvårdsverket anser att en avvikelsegrad på 1,5 x jämförvärdet motsvarar den naturvetenskapligt acceptabla högsta godtagbara fosforhalten för att kunna utesluta miljöbalkens "fara för påtaglig olägenhet" för särskilt skyddsvärda och/eller särskilt

51 Dels är det få sjöar i Sverige där det finns så gamla historiska värden att de kan sägas spegla sjöns

bakgrundsvärden. Vidare är den nuvarande kunskapen om hur analys av borrkärnor från sedimenten speglar den ursprungliga fosforhalten i vatten inte tillräckligt god. Beträffande jämförelser med referens-sjöar, kan det vara svårt att hitta en antropogent opåverkad och närliggande sjö med samma förutsättningar som den aktuella sjön.


45

känsliga sjöar. Om det på ovanstående vis beräknade normvärdet (1,5 x jämförvärdet) skulle överstiga 25 �g tot-P/l bör en omplacering av sjön till den generella normkategorin övervägas. Detta för att undvika en totalfosforkoncentration som under en längre tid kan medföra risk för allvarliga förändringar i ekosystemen.

I de fall där den i rapporten föreslagna metoden att uppskatta jämförvärdet uppvisar orimliga värden eller om det på grund av andra skäl inte är lämpligt att använda jämförvärdet bör tidigare beskrivna alternativ som borrkärnor, referenssjöar och historiska mätvärden istället användas.

Vägledning för urval av sjöar till kategorin 2a) Särskilt skyddsvärda och/eller särskilt känsliga sjöar

För att välja ut särskilt skyddsvärda sjöar och/eller särskilt känsliga sjöar bör följande urvalskriterier användas:

�� Sjöar som enligt Bedömningsgrunder för miljökvalitet - sjöar och vattendrag52 har ett tillstånd inom ramen för tillståndsklass 1 eller 2. Lämpliga parametrar att utgå ifrån är fisk, planktoniska alger, påväxt- och kiselalger och bottenfauna. Of-tast behöver det även göras en bedömning av avvikelsen, det vill säga påverkans-graden på sjön. En sjö som är tydligt antropogent påverkad (stor avvikelse) har troligen hamnat i en sämre tillståndsklass än den skulle ha gjort om den varit opåverkad. Tillståndsklassen speglar alltså bara sjöns nuvarande värde och inte sjöns potentiella värde. De potentiella värdena kan möjligen bedömas utifrån äld-re uppgifter/data. För att bedöma sjöars värde kan även System Aqua53 (se fakta-ruta 4.1) användas.

�� Sjöar med arter som är särskilt känsliga för näringstillförsel. Exempel på sådana är:

- Skiktade sjöar med hypolimniska djursamhällen (med arter som sik, sik-löja, hornsimpa, röding, lake, nors och bergsimpa).

- Näringsfattiga klarvattensjöar med väl utvecklad undervattensvegetation, dominerad av rosettbladsväxter. Cyanobakterier som Nostoc sp, där framförallt sjöhjortron (Nostoc zetterstedtii) ofta indikerar hög eller mycket hög biologisk mångfald) samt sjöar med kransalger (Chara sp) 54.

- Sjöar utpekade enligt habitatdirektivet (naturtyp 3110, 3130 och 3140). �� Ej försurade klarvattensjöar med siktdjup över 5 meter. Gränsen mellan till-

ståndsklass 2 och 3, siktdjup i sjöar, i Bedömningsgrunder för miljökvalitet - sjö-ar och vattendrag (bilaga 1)

�� Sjöar med unika hotade ekosystem som är känsliga för näringstillförsel. Sverige har som ett av få länder i Europa stora relativt orörda naturområden, bland annat i fjällregionen. En del av dessa sjöar behöver skyddas för att säkerställa förekoms-ten av ovanliga vattenlevande djurformer. Dessa djur har stor betydelse som föda för fisk och fåglar, exempelvis alfågel. Exempel på sådana ekosystem är:

52 Naturvårdsverket. Bedömningsgrunder för miljökvalitet, sjöar och vattendrag. Rapport 4913 (1999). 53 Willén, E., Andersson, B. och Söderbäck, B. System Aqua: underlag för karakterisering av sjöar och

vattendrag. Naturvårdsverket. Rapport 4553 (1996). 54 Naturvårdsverket. Vägledning för bevarande av värdefulla naturmiljöer i och i anslutning till sjöar och

vattendrag (2002).


46

- Känsliga sjöar i fjälltrakten. Redan små mängder fosfor kan här orsaka allvarliga övergödningseffekter.

- Unika, naturligt fisktomma sjöar i fjälltrakten55 56.

Kategori 2b) Skyddsvärda sjöar med ett jämförvärde högre än 25 �g tot-P/l

Normkategorin omfattar sjöar som i betydande grad är antropogent påverkade och som har ett jämförvärde över 25 �g tot-P/l. Det kan vara sjöar med naturlig bakgrundsbelast-ning från fosforrika mineraler i berggrunden, fosforrika leror (exempelvis marina leror) eller humusrika sjöar, vilket medför att jämförvärdet ligger över 25 �g tot-P/l. För dessa sjöar sätts normnivån mellan avvikelseklass 1 och 2 för jämförvärdet i Bedömningsgrun-der för miljökvalitet - sjöar och vattendrag (bilaga 1).

För sjöar i denna normkategori ska således 3-årsmedelvärdet ej överstiga 1,5 x jämför-värdet. Naturvårdsverket anser att en avvikelsegrad på 1,5 x jämförvärdet motsvarar den naturvetenskapligt acceptabla högsta godtagbara fosforhalten för att kunna utesluta miljöbalkens "fara för påtaglig olägenhet" för särskilt skyddsvärda och/eller särskilt känsliga sjöar.

Vägledning för urval av sjöar till kategorin 2b) Skyddsvärda sjöar med ett jämförvärde högre än 25 �g tot-P/l

För att välja ut skyddsvärda sjöar bör följande urvalskriterier användas: �� Sjöar med en skyddsvärd biologisk mångfald samt en naturlig fosforhalt över 25

�g tot-P/l där en antropogen belastning av fosfor kan påvisas. För att bedöma en sjös värde kan System Aqua57 (se även faktaruta 4.1) användas. Observera att det för humösa sjöar kan vara problematiskt att fastställa ett jämförvärde utifrån ana-lyser av mängden färgad organisk substans (se kap. 4.5). Exempel på sådana sjöar är:

- Sjöar i områden med fosforrik berggrund. - Sjöar i områden med fosforrika leror (exempelvis marina leror). - Humösa sjöar (så kallade brunvattensjöar).

�� Sjöar utpekade enligt habitatdirektivet (naturtyp 3150 och 3160). Naturligt näringsrika sjöar som utgör nyckelbiotoper eller som har tät förekomst av nyckelbiotoper i eller i anslutning till vatten58.

55 Ibid 56 Hammar J. Förslag till Åtgärdsprogram för skydd och bevarande av fisktomma sjöar och vattendrag i

fjällregionen. Fiskeriverket 2001. 57 Willén, E., Andersson, B. och Söderbäck, B. System Aqua: underlag för karakterisering av sjöar och

vattendrag. Naturvårdsverket. Rapport 4553 (1996). 58 Naturvårdsverket. Vägledning för bevarande av värdefulla naturmiljöer i och i anslutning till sjöar och

vattendrag (2002).


47

4.6 Tidpunkt för miljökvalitetsnormernas uppfyllelse

Tiden för när en miljökvalitetsnorm för fosfor ska vara uppfylld är med hänsyn till osäkerheter om hur fosfor reagerar i naturen svår att uppskatta (se inledande kapitlet Om regeringsuppdraget). Dessutom varierar behovet av tid för att nå normuppfyllelse från sjö till sjö beroende på en rad lokalspecifika faktorer som bergarter, jordarter, markanvänd-ning, klimat, morfologi, storlek, omsättning m.m.

Vid val av tidpunkten för när en miljökvalitetsnorm för fosfor ska vara uppfylld bör hänsyn även tas till miljökvalitetsmålet Ingen övergödning samt ramdirektivet för vatten. Miljökvalitetsmålet ska vara uppfyllt inom en generation (år 2020). I ramdirektivet för vatten är kravet att de sjöar som omfattas av direktivet ska ha uppnått ”en ekologiskt god status” (eller ”god ekologisk potential” för kraftigt modifierade vatten) inom 15 år från det år direktivet trätt i kraft, dvs. 2015. Miljökvalitetsnormer för fosfor i sjöar föreslås enligt tidigare resonemang inte fastställas i nuvarande skede. Eventuella framtida normer för fosfor i sjöar bör dock ges en tidpunkt för uppfyllelse sju år efter att normerna trätt i kraft. Normerna bör fastställas i så pass god tid att det finns en rimlig möjlighet att uppfylla miljökvalitetsnormen samtidigt som normerna även kan utgöra ett verktyg för att uppfylla miljökvalitetsmålet Ingen övergödning samt ramdirektivet för vatten.

4.7 Omprövning

Miljökvalitetsnormer ska enligt 5 kap. 2 § omprövas vid behov. En lämplig instans för detta vore de nya vattenmyndigheter som senast i december 2003 kommer att träda i kraft i enlighet med ramdirektivet för vatten.

Omprövning av normnivån

Den generella normnivån 25 �g tot-P/l för allmänt skyddsvärda sjöar är, som ovan beskrivits, en internationellt vedertagen nivå, som om den överskrids medför att risken för övergödning är uppenbar. Naturvårdsverket anser att ett skäl till att den nivån ska kunna omprövas är om betydelsefull ny kunskap framkommer som föranleder omvärde-ring av tidigare gjorda bedömningar. För de anpassade normnivåerna finns motsvarande möjlighet när det gäller jämförvärdet eller den faktor som jämförvärdet multipliceras med. Det är regeringen som fattar beslut om omprövning av miljökvalitetsnormer.

Särskild omprövning av normnivån för de anpassade normkategorierna

För normkategori 2a och 2b bör en speciell form av omprövning av normnivån vara möjlig. Den ska grunda sig på de motiv som inneburit att sjön klassats till respektive normkategori.

Naturvårdsverket föreslår att om det efter vidtagna åtgärder kan konstateras att syftet med miljökvalitetsnormen uppnåtts utan att normnivån nåtts, bör regeringen överväga att


48

normnivån omprövas och fastställs till den uppnådda nivån. Initiativ till omprövningen föreslås ske genom hemställan från vattenmyndigheten till regeringen.

Hemställan bör innehålla: �� En redogörelse för de motiv som inneburit att sjön klassats till den valda normka-

tegorin. �� En redogörelse av de mätningar och iakttagelser som föranleder en omprövning

av normvärdet. �� Ett förslag till nytt normvärde.

Omprövning av tiden

Preliminära bedömningar för hur lång tid det tar innan en sjö, efter vidtagna åtgärder, ställer in sig i ett nytt jämviktsläge kan ges utifrån fosforns uppehållstid eller så kallade Vollenweidermodellen59. Den sistnämnda bygger på beräkningar av sjöns omsättningstid och medeldjup. I teorin innebär detta att det skulle dröja 3 år för en sjö med ett medeldjup på 10 m och en omsättningstid på 5 år innan ett nytt jämviktsläge ställt in sig. Den ”typiska” omsättningstiden för sjöar i Sverige är 0,25 – 2 år och medeldjupet för övergödda sjöar är sällan över 10 meter.

De kunskapsbrister som i dag finns beträffande hur fosfor reagerar i naturen (se kap 7.1), kan i många fall medföra svårigheter att förutsäga hur lång tid som krävs från åtgärd till önskad effekt. En beräkning enligt Vollenweidermodellen är därför mera lämplig för sjöar där fosforbelastningen utgörs av direkta utsläpp och inte av diffusa utsläpp som exempelvis från jordbruksmark. Även sjöar med fosforläckande sediment faller utanför en sådan beräkning eftersom förändringar i den interna belastningen efter ett nytt jämviktsläge är svårbedömda.

En beslutsmodell som tagits fram i samband med åtgärds- och konsekvensanalysen för sjön Glan presenteras i underlagsrapport 1 ”Åtgärder och kostnader för införandet av miljökvalitetsnormer för fosfor i sjön Glan” och underlagsrapport 2 ”Åtgärder och kostnader för införandet av miljökvalitetsnormer för fosfor i sjön Glan”. Modellen sträcker sig från identifiering av den aktuella situationen via analys av olika källor till fosforutsläpp till precisering av åtgärdsbehov och kostnader för åtgärder.

Ovanstående resonemang samt långa omsättningstider kan i vissa sjöar medföra problem att uppnå miljökvalitetsnormerna inom utsatta tider. Tiden för uppfyllande av normerna kan därför i vissa speciella fall behöva omprövas. På samma sätt som tiden för uppfyllandet av normnivån i en specifik sjö relaterar till ramdirektivet för vatten, har den konstruktion för förlängning av tiden som finns i direktivet till stora delar anammats i normkonceptet.

Tiden för uppfyllandet av miljökvalitetsnormer bör kunna omprövas av regeringen i två omgångar. Initiativ till omprövningen föreslås, vid behov, ske genom hemställan från vattenmyndigheten till regeringen. För enstaka sjöar kan det utöver detta bli aktuellt att öppna upp för ytterligare förlängning.

Följande villkor ska vara uppfyllda för att tiden för uppfyllandet ska kunna förlängas:

59 OECD. Eutrophication of waters : monitoring, assessment and control. Paris (1982).


49

�� Vattenmyndigheten ska ha konstaterat att miljökvalitetsnormen inte rimligen kan uppfyllas inom den utsatta tiden.

�� Alla åtgärder som bedömts vara relevanta för att normen ska uppfyllas har vidta-gits.

�� En analys av varför de i åtgärdsprogrammet angivna åtgärderna inte haft tillräck-lig effekt ska redovisas.

�� Ett nytt åtgärdsprogram ska redovisas, innehållande de åtgärder som bedöms vara nödvändiga för att uppfylla miljökvalitetsnormen inom den förlängda tidsfristen och en förväntad tidtabell för deras genomförande ska redovisas.


50

5. Genomförande av miljökvalitetsnormer Enligt 5 kap. 3 § miljöbalken ska myndigheter och kommuner säkerställa att de miljökvalitetsnormer som meddelats uppfylls när de prövar tillåtlighet, tillstånd, godkännanden, dispenser och anmälningsärenden, när de utövar tillsyn eller när de meddelar föreskrifter. Normer ska även iakttas vid planering och planläggning. Åtgärds-program ska upprättas om det behövs för att en miljökvalitetsnorm ska uppfyllas eller om kravet på det följer av Sveriges medlemskap i EU (5 kap 6 § miljöbalken). Åtgärder torde även kunna utgöras av förebyggande insatser. Författningskommentaren till miljöbalken menar att ”det kan finnas skäl att upprätta åtgärdsprogram även för områden där miljökvaliteten är godtagbar men där det finns risk för försämring. Härigenom kan en negativ miljöutveckling i dessa områden undvikas”.60

Ett åtgärdsprogram får omfatta all verksamhet som kan påverka de föroreningsnivåer eller störningsnivåer som avses i 5 kap 2 § första stycket. I ett åtgärdsprogram ska enligt 5 kap. 6§ miljöbalken anges

1. den miljökvalitetsnorm som ska uppfyllas, 2. de åtgärder som ska vidtas för att en miljökvalitetsnorm ska vara uppfylld senast

den tidpunkt som avses i 5 kap 2 § andra stycket, 3. vilka myndigheter och kommuner som ska se till att angivna åtgärder vidtas och 4. när de ska vara genomförda.

Ett åtgärdsprogram ska omprövas vid behov, dock minst vart femte år.

Fig 5.1 Kontroll- och genomförandeprocessen

60 Prop. 1997/98:45 del 1 s. 261.

Kartläggning av åtgärdsområden

Omprövning av åtgärdsprogram

Uppföljning och utvärdering av åtgärdsprogram

Rapportering Övervakning

Åtgärdsprogram

Kommunikation med berörda verksamhetsutövare

Operationalisering av åtgärder


51

5.1 Säkerställande av miljökvalitetsnormer genom tillsynsverksamhet

Även om det saknas åtgärdsprogram skall myndigheter och kommuner, enligt 5 kap. 3 § i miljöbalken ställa krav på åtgärder hos verksamhetsutövare i syfte att se till att en miljökvalitetsnorm inte överträds. Alla verksamheter som med någon betydelse medverkar till att en norm överskrids kan komma att beröras av myndigheters och kommuners åtgärder. Datumet för när en miljökvalitetsnorm senast ska vara uppfylld saknar relevans om normen kan uppnås tidigare genom sådana åtgärder, som rimligen kan krävas genom de allmänna hänsynsreglerna i 2 kap. miljöbalken. En helhetssyn och en rättvis fördelning av åtgärdsbördan kan underlättas genom upprättande av ett åtgärdspro-gram.

5.2 Upprättande av åtgärdsprogram

När ska ett åtgärdsprogram upprättas?

Ett åtgärdsprogram ska upprättas, om det behövs för att uppfylla en miljökvalitetsnorm.

Vem upprättar åtgärdsprogram? Vad behöver ytterligare ske?

Berörd vattenmyndighet bör få i uppdrag att i samråd med berörda kommuner och verksamheters representanter ta fram åtgärdsprogram för avrinningsdistrikten. I de fall en miljökvalitetsnorm för fosfor skulle omfatta flera avrinningsdistrikt ska åtgärdsprogram upprättas genom samarbete mellan berörda myndigheter.

Därutöver bör Jordbruksverket få i uppdrag att ta fram sådana generella riktlinjer för åtgärdsprogram som bedöms som viktiga i syfte att undvika orimliga skillnader i de bedömningar av jordbruksverksamheter och åtgärdsbehov inom jordbruket som skulle kunna ske på regional nivå (avrinningsdistrikt). En viktig utgångspunkt i detta samman-hang är Jordbruksverket rapport (2000:1) Sektorsmål och åtgärdsprogram för reduktion av växtnäringsläckaget från jordbruket.

Jordbruksverket bör även få i uppdrag att för olika odlingsinriktningar ange vilka typer av skyddsåtgärder, begränsningar och försiktighetsmått i övrigt som ryms inom bästa möjliga teknik enligt 2 kap. 3 § miljöbalken, samt hur bästa möjliga teknik förhåller sig relativt god jordbrukarsed.

Åtgärdsprogrammets innehåll

För att tydliggöra vad som ska uppnås med åtgärderna, men även för den senare uppföljningen och utvärderingen av åtgärderna, är det viktigt att åtgärdsprogrammen innehåller konkreta målformuleringar. Här bör även stor vikt läggas på integration och fortsättning av existerande projekt som innehåller åtgärder mot fosforläckage.


52

Ett åtgärdsprogram kan bland annat innehålla tillsynskampanjer, generella föreskrifter för gödsling, omprövningsprogram för tillståndsgiven verksamhet, aktualisering av särskilda åtgärder i de områden som utsätts för störningar, särskilt beaktande vid fysisk planering. Det kan även handla om specifikt riktade tillsynsinsatser (exempelvis genom att ta ett samlat grepp om problematiska avloppsanläggningar) samt informativa och ekonomiska styrmedel (se vidare kap 7). Eftersom de naturgivna förhållandena är olika i varje sjö kommer även innehållet i åtgärdsprogrammet att variera. Åtgärder kan även utgöras av förebyggande insatser. Författningskommentaren till miljöbalken menar att det kan finnas skäl att upprätta åtgärdsprogram även för områden där miljökvaliteten är godtagbar men där det finns risk för försämring. Härigenom kan en negativ miljöutveck-ling i dessa områden undvikas”.61 Det är i sammanhanget värt att notera att först när en miljökvalitetsnorm hotar att överskridas, aktualiseras det resurskrävande arbetet med att upprätta åtgärdsprogram och noggrann kontroll.

I åtgärdsprogrammet bör följande anges:

Data

�� Sjödata (sjöns namn, koordinater, djup, storlek och beräknad omsättningstid) �� Motivet till att utfärda en miljökvalitetsnorm för sjön och varför sjön placeras i en

viss normkategori. Här anges även sjöns nuvarande totalfosforhalt samt sjöns jämförvärde (analys av mängden färgad organisk substans eller annan lämplig metod, se kap. 4.5).

�� Den miljökvalitetsnorm som ska uppfyllas (anges som mikrogram totalfosfor per liter).

�� Den nuvarande tillförseln anges i ton totalfosfor per år. �� Storlek på den belastningsminskning som krävs för att normen inte ska överskri-

das eller för att risken för överskridande ska upphöra. �� Källan till fosforutsläppen samt en kvantifiering av deras bidrag.

Åtgärder och konsekvenser

�� De åtgärder som ska vidtas för att miljökvalitetsnormen ska vara uppfylld senast den tidpunkt som är bestämd.

�� Hur åtgärderna ska fördelas på de olika källorna på ett rättvist och så kostnadsef-fektivt sätt som möjligt.

�� Specifika kostnader för de föreslagna åtgärderna, uttryckt som kostnad per mins-kat kg fosforutsläpp samt totalkostnad.

�� Samhällsekonomiska konsekvenser av de föreslagna åtgärderna. �� Eventuella negativa miljö- eller hälsoeffekter som kan uppkomma i samband med

de föreslagna åtgärderna.

Genomförande

�� Vilka myndigheter och kommuner som ska se till de föreslagna åtgärderna vidtas. �� När de föreslagna åtgärderna ska vara genomförda.

61 Se prop. 1997/98:45 del 1. s. 261.


53

�� Hur och i vilken utsträckning samråd har skett med myndigheter, kommuner verksamhetsutövare och allmänhet som berörs i betydande omfattning.

Målformuleringar i åtgärdsprogrammen, som återspeglar de erforderliga anpassningar-na, behöver utformas på ett sådant sätt att uppföljning och utvärdering av åtgärderna och deras resultat möjliggörs. För detta krävs att vissa kriterier är uppfyllda:

�� Realistiska åtgärder och mål för åtgärder: Är de tänkta anpassningarna tekniskt genomförbara och kan de principiellt accepteras av verksamhetsutövarna?

�� Effektiva åtgärder: Kan målen för åtgärderna nås inom planerad tid? �� Rationellt genomförande: Kan målen för åtgärderna uppnås och kontrolleras med

rimliga administrativa och ekonomiska insatser? �� Säkerhetsmarginal (exempelvis för maximalt tillåten utlakning): Kan målen för

åtgärderna nås även ifall åtgärderna inte omsätts till 100 %? �� Tydliga mål: Går det att förstå och bedöma de formulerade målvärdena?

Hur upprättar man ett åtgärdsprogram?

Det anges i 5 kap. 5 § tredje stycket miljöbalken att den myndighet eller kommun som ansvarar för upprättandet ska – innan åtgärdsprogram upprättas – samråda med myndig-heter och kommuner som ”berörs” samt med verksamhetsutövare som ”berörs i betydande omfattning”. Vad som avses med ”betydande omfattning” preciseras inte i författningskommentaren till miljöbalken. Författningskommentaren anger att när ett åtgärdsprogram upprättats är det ”lämpligt att berörda får kännedom om programmet, men [detta] får åstadkommas genom olika typer av informationsinsatser från den eller de myndigheter som upprättat programmet snarare än genom obligatorisk och formaliserad kungörelse”.62

Framtagandet av ett åtgärdsprogram samt möjligheten att ta del av och ha åsikter med anknytning till denna process är inte i övrigt rättsligt reglerat och det finns idag inte något bemyndigande i miljöbalken till regeringen eller annan att meddela föreskrifter i denna fråga. Det finns bland annat inga regler om kungörelse av åtgärdsprogram. Kännedom om programmen får enligt ovan åstadkommas genom olika typer av informationsinsatser. Exempelvis kan kommunen ställa ut åtgärdsprogrammet eller meddela det genom den lokala pressen.63

Naturvårdsverket anser att kommunikationen med berörda verksamhetsutövare har stor betydelse. Åtgärdsprogrammet bör föregås en informations-, samverkans- och kommuni-kationsplan i vilken anges hur kunskap om normen, miljösituationen och åtgärdspro-grammet ska spridas, vem som bör göra detta och hur dialogen ska se ut.

62 Se prop. 1997/98:45, del 1 sid. 270. 63 Se prop. 1997/98:45, del 1 sid. 270-272. Uttalandet i motiven för tankarna till kravet i PBL på att

allmänheten skall beredas tillfälle att kommentera förslaget till översiktsplan, genom att detta ställs ut under minst två månader. Kungörelse om utställningen skall ske, 4 kap. 6-7 §§ PBL. Här kan även en jämförelse göras med direktiv 2000/60/EG art.13 och 14 samt bilaga VII p. 9; enligt detta skall aktiv medverkan från samtliga parter som berörs av direktivets genomförande uppmuntras. Detta gäller i synnerhet när s.k. förvaltningsplaner utarbetas – visst material skall offentliggöras för att allmänheten skall ges tillfälle att lämna kommentarer.


54

En inledande del av arbetet med att ta fram åtgärdsprogrammen ligger i modelleringar av belastningar och identifiering och karakterisering av de källor som är aktuella för respektive sjö. I ett utredningsarbete kan en rad olika modeller användas för att göra dessa beräkningar. Det är i dagsläget dock svårt att utföra dessa beräkningar utan att göra en rad antaganden vilka kan vara mer eller mindre kvalificerade. I detta sammanhang bör arbetet inom det av MISTRA64 finansierade forskningsprogrammet VASTRA65 noteras. Under 2002-2004 avser man bland annat att utveckla en modell för fosfortransporter i ett avrinningsområde. Avsikten är att utveckla ett praktiskt användbart instrument för att bedöma kvantitativa effekter av olika åtgärder för minskat fosforläckage. Målet är att med hjälp av ett sådant instrument finna de mest kostnadseffektiva lösningarna för att minska fosforförlusterna i ett avrinningsområde. Även på många andra håll pågår liknande arbeten. Inom ramen för Naturvårdsverkets uppdrag att föreslå miljökvalitetsnormer för fosfor i sjöar, har ett sådant instrument även utvecklats med hjälp av en grupp konsulter inom Swedenviro Consulting Group. Detta arbete presenteras närmare i underlagsrapport 1 ”Åtgärder och kostnader för införandet av miljökvalitetsnormer för fosfor i sjön Glan och underlagsrapport 2 ”Åtgärder och kostnader för införandet av miljökvalitetsnormer för fosfor i sjön Glan”.

Det bör även påpekas att kunskapen om modellering av ovanstående typ i dag är begränsad och att flera berörda myndigheter skulle bli tvungna att utöka sin kompetens på området66.

Genomförande av åtgärdsprogram

I vilken omfattning de av vattenmyndigheten utformade åtgärdsprogrammen leder till framgångsrika resultat, kommer i hög grad vara beroende av om alla nödvändiga åtgärder kan genomdrivas. Målsättningen är att omsättningen av nödvändiga åtgärder ska ske via en trimning av berörda verksamheter till tillämpning av bästa möjliga teknik enligt 2 kap. 3 § miljöbalken samt vid behov genom längre gående åtgärder hos berörda verksamhets-utövare. Dessa åtgärder bör baseras på myndighetsbeslut från främst tillsynsmyndighe-tens sida. I enskilda fall kan det inte uteslutas att nödvändiga åtgärder behöver framtving-as. Miljöbalken och dess följdlagstiftning innehåller de rättsliga grunderna, inklusive sanktionsmöjligheter, för den här typen av myndighetsagerande. Skulle det, trots omfattande samråd, visa sig ej möjligt att på frivillig väg få till stånd nödvändiga åtgärder, så bör förelägganden och förbud enligt 26 kap. 9 § miljöbalken meddelas.

Ansvariga tillsynsmyndigheter bör får ansvaret för att beslut om nödvändiga åtgärder fattas på basis av åtgärdsprogrammen. Uppföljning och utvärdering av att de i åtgärds-programmen angivna åtgärderna genomförs på ett konkret och målinriktat bör ske genom vattenmyndigheten eller genom de tillsynsmyndigheter som anges.

64 Miljöstrategiska forskningsprogrammet 65 Vattenstrategiska forskningsprogrammet 66 Personlig upplysning, expertgruppen, 2001.


55

Uppföljning av åtgärdsprogram

Till följd av beslutade åtgärder vid upprättande av åtgärdsprogram kommer en omfattande kontroll och uppföljning att behövas. Miljöbalken kräver att åtgärdsprogrammen omprövas minst vart femte år. I de fall totalfosforhalten överskrider normvärdet eller där risk för att normen ska överskridas föreligger, föreslår Naturvårdsverket att uppföljning av åtgärdsprogram ska utföras årligen. I kap 6.2 specificeras den nivå på mätning som ska ske vid införandet av miljökvalitetsnormer. I de fall mer omfattande åtgärder behöver vidtas, kommer övervakningen behöva utökas för att effekterna av de vidtagna åtgärderna ska kunna bevakas. Samtidigt kommer upprättandet av åtgärdsprogram att kräva ett stort underlag i form av mätdata till modellberäkningar.

I de fall miljökvalitetsnormerna fastställs i förebyggande syfte är dock kraven lägre än i de fall där den fastställs i syfte att förbättra miljötillståndet. Då kommer även kostnaden för övervakning och uppföljning bli begränsad.

En kopia av upprättade åtgärdsprogram ska skickas till Naturvårdsverket samt andra berörda myndigheter och kommuner. I författningskommentaren till miljöbalken anges att när ett åtgärdsprogram upprättats är det lämpligt att berörda får kännedom om program-met. Detta kan åstadkommas genom olika typer av informationsinsatser från den eller de myndigheter som upprättat programmet snarare än genom obligatorisk och formaliserad kungörelse67. Exempelvis kan kommunen ställa ut åtgärdsprogrammet eller föra in annonser i lokal press.68

Kostnadseffektivitet och finansiering

Beräkningar av respektive källas bidrag till belastningen ligger till grund för finansiering-en av belastningsminskningen. Enligt principen förorenaren betalar bör varje källa stå för den kostnad som belastningsminskningen medför. En sådan finansiering utifrån olika verksamheters utsläpp ställer givetvis mycket höga krav på att källfördelningsanalysen är väl utförd.

I de fall där den mest kostnadseffektiva strategin inte visar sig vara att respektive källa begränsas med sin procentuella andel av belastningen, bör fördelningen i stället ske utifrån den kombination av åtgärder som ger den största miljönyttan till lägsta kostnad. Resultatet kan då bli att en källa i princip medfinansierar kostnaden att minska en annan källas belastning.

Regeringen tillsatte i oktober 2001 utredningen Svensk Vattenadministration för att utarbeta förslag till organisation för genomförande av ramdirektivet för vatten. I

67 Se prop. 1997/98:45, del 1 sid. 270. 68 Se prop. 1997/98:45, del 1. sid. 270-272. Uttalandet i motiven för tankarna till kravet i PBL på att

allmänheten skall beredas tillfälle att kommentera förslaget till översiktsplan, genom att detta ställs ut under minst två månader. Kungörelse om utställningen skall ske, 4 kap. 6-7 §§ PBL. Här kan även en jämförelse göras med direktiv 2000/60/EG art.13 och 14 samt bilaga VII p. 9; enligt detta skall aktiv medverkan från samtliga parter som berörs av direktivets genomförande uppmuntras. Detta gäller i synnerhet när s.k. förvaltningsplaner utarbetas – visst material skall offentliggöras för att allmänheten skall ges tillfälle att lämna kommentarer.


56

utredningen69 som nyligen redovisat sina förslag föreslås en principmodell för ett avgiftssystem.

Enligt utredningen ska alla vattenanvändare som påverkar vattnet i fysikaliskt, kemiskt eller ekologiskt avseende ta ansvar för sin påverkan genom kompensatoriska åtgärder eller avgifter. Övergödning lyfts här fram som ett första fokusområde för ett sådant avgiftssystem. Beträffande punktutsläpp av fosfor kan de ofta knytas till enskilda företag och mätdata bör finnas. Även enskilda avlopp står för en betydande del av fosforutsläp-pen. Utredningen pekar på flera svårigheter när det gäller att införa en avgift relaterad till utsläpp från enskilda avlopp. Det finns i dagsläget inte tillräcklig kunskap om vilka bidrag till närsaltutsläpp som en viss anläggning medför. Osäkerhet finns om flera förhållanden; utsläppen per hushåll, förekomst av reningsteknik och retentionen på vägen från anläggningen till vattendraget. Dessa frågor behöver klarläggas. Punktkällornas bidrag till utsläppen är emellertid inte dominerande och diffusa utsläpp från jordbruk och skogsbruk bör därför även ingå i modellen. Utsläppen av och fosfor från jordbruk, skogsbruk och enskilda avlopp är emellertid svåra att härleda till enskilda företag. Här behöver man åtminstone tills vidare överväga andra modeller som innebär kostnadsansvar för verksamhetsutövare och som ger incitament till mindre utsläpp. Här anser utredningen att det krävs mer generella lösningar.

Rapportering

De som upprättat eller reviderat ett åtgärdsprogram ska sända en kopia av programmet till Naturvårdsverket och andra myndigheter och kommuner som berörs.

69 Miljöbalkskommitén. Klart som vatten. SOU 2002:105 (2002).


57

6. Kontroll av miljökvalitetsnormer

6.1 Nuvarande miljöövervakning i sjöar

Den nationella och regionala övervakningen av sjöar och vattendrag är uppdelad i olika typer av delprogram. I referensprogram övervakas kemiska och biologiska kvaliteter, samt karteras förekomsten av specifika sötvattenbiotoper. I andra delprogram övervakas kemiska och biologiska kvaliteter mer intensivt och integrerat. Ansvarig för att kvalitets-säkra och tillgängliggöra insamlade data är institutionen för miljöanalys på Sveriges Lantbruksuniversitet (SLU). Lokalt sker även övervakning av sjöar och vattendrag i respektive kommun.

Därutöver övervakas vattenkvaliteten i sjöar och vattendrag med avseende på effekter av olika former av påverkan inom ramen för recipientkontrollprogram samt inom ramen för kalkningseffektuppföljningen. Till detta kommer övervakning av vissa specifikt utpekade skyddsvärda arter i eller knutna till sjöar och vattendrag.

I stora drag är de i rapporten föreslagna metoderna för kontroll hämtade från ”Handbo-ken för miljöövervakning”70. Många av de sjöar som kommer att omfattas av miljökvali-tetsnormer övervakas redan idag inom ramen för den nationella och regionala miljööver-vakningen samt lokala vattenvårdsförbund inom ramen för SRK (samordnad recipient-kontroll). Eftersom dessa aktörer oftast följer ”Handboken för miljöövervakning” vad gäller metoder och provtagningsstrategier, borde en anpassning till kontroll av miljökvali-tetsnormer inte utgöra något större problem. En brist som uppmärksammats är dock att det ofta saknas information om kvalitativa och kvantitativa förändringar i föroreningsbe-lastning jämfört med åren innan71.

6.2 Kontroll av normvärdet

Ett centralt moment i aktivitetskedjan kring miljökvalitetsnormer för fosfor är kontrollen av de totalfosforhalter som regleras av normerna. Med begreppet kontroll avses här övervakning av en sjö, eller del av en sjö, i syfte att:

�� kontrollera var normvärdet överskrids eller riskerar att överskridas, �� följa upp att åtgärder har genomförts och har avsedd effekt.

70 Naturvårdsverket. Handbok för miljöövervakning. Undersökningstyp. Sjöar och vattendrag - vattenkemi i

sjöar (1996). 71 Forsberg, C., Wallin, M. Behov av översyn av samordnad recipientkontroll (SRK). Redovisning av

specialprojekt inom miljöövervakningen. NV-avtal nr 216 0020 (2000).


58

Ansvar för kontroll

Miljöbalken reglerar frågan om vilka som ska kontrollera att en miljökvalitetsnorm uppfylls i 5 kap. 9 §. Regeringen ska enligt denna paragraf besluta vilka som är skyldiga att utföra de mätningar som behövs för att kontrollera att miljökvalitetsnormer uppfylls. Berörd vattenmyndighet bör få ansvar för att kontrollen av miljökvalitetsnormerna för fosfor genomförs. Detta motiveras bland annat av att kontrollen behöver organiseras i ett avrinningsområdesperspektiv.

Även om vattenmyndigheterna föreslås få huvudansvaret för kontrollen, så bör de berörda tillsynsmyndigheterna få ansvar för den operativa kontrollen av totalfosforhalter-na. Tillsynsmyndigheterna har även en viktig roll i att bistå vattenmyndigheterna med underlag, framför allt vad gäller mätdata som inhämtats inom ramen för egenkontroll och tillsyn. Ett sådant samarbete är lagfäst i 26 kap. 6 § miljöbalken.

Mätning och analys

Provtagningen behöver ske i sådan omfattning att en tillfredsställande mätsäkerhet erhålls för att beskriva tillstånd och förändringar med avseende på kemiska förhållanden. Valet av provtagningsfrekvens är beroende av syftet med respektive miljökvalitetsnorm. I de fall där miljökvalitetsnormen fastställs i syfte att komma till rätta med redan förhöjda halter är det av stor vikt att successiva förändringar i tillståndet till följd av vidtagna åtgärder registreras. Detta för att åtgärdsprogrammen ska kunna anpassas så att normni-vån ska kunna uppnås i tid. I de fall där miljökvalitetsnormen sätts i förebyggande syfte, kan kravet på övervakning vara lägre.

Med det nedan föreslagna mätkonceptet uppfylls kraven på mätning av fosforhalten i fiskvattendirektivet respektive ramdirektivet för vatten.

Utförande och frekvens

Provtagning bör ske vid fasta provtagningspunkter och utföras av en certifierad provtagare. I de flesta fall är det tillräckligt om prover tas vid en representativ punkt i sjön. Provtagningspunkten placeras över sjöns (sjöbassängens) djupaste område och dess läge säkras med bäringar till punkter på land eller med GPS72. Provtagningspunkten, i vissa fall flera, ska dock väljas så att den som ett minimum representerar det område som man avser att skydda. Vid val av provtagningspunkt ska hänsyn även tas till vattenom-sättningen i sjön då vattenkemiska förhållandena kan skilja sig mellan olika vattenbas-sänger. Prov ska tas 1 gång per månad från ytvattnet (� 2 m djup) under perioden juni– september73 under 3 på varandra följande år. I augusti och september ska provtagningen från ytvattnet (epilimnion) i en temperaturskiktad sjö kompletteras med prover från bottenvattnet (hypolimnion). Detta för att en eventuell frigörelse av fosfor från sjöns sediment är lättast att dokumentera i slutet av sommaren. Förfarandet motsvarar i stora

72 Global Positioning System (GPS) är ett satellitbaserat navigations- och positionsbestämningssystem. 73 Till skillnad från rekommendationerna i bedömningsgrunderna har provtagning i maj och oktober

uteslutits. Maj utesluts för att undvika en för stor mellanårsvariation. Den kan öka om provtagningen i maj inte fångar upp årsmaximum vissa år men får med det andra år. I oktober händer inget som är av intresse för fosforhalten varför denna månad också kan uteslutas.


59

drag rekommendationerna i Naturvårdsverkets Handbok för miljöövervakning74. För att normvärdet ska anses vara uppnått måste det kontinuerliga 3-årsmedelmedelvärdet av ovanstående mätningar understiga normvärdet.

Vid höga säsongsmedelvärden, över 50 �g tot-P/l, ökar variationerna av totalfosforhal-ten och mätningarna bör därför kompletteras med en mätning i maj under de följande tre åren för att erhålla jämförbara värden under en treårsperiod.

För sjöar där miljökvalitetsnormer sätts i förebyggande syfte är minimikravet en årlig mätning i augusti. Riskerar en norm att överskridas ska dock övervakningen intensifieras. Proverna i epilimnion bör även då en norm sätts i förebyggande syfte kompletteras med prover från hypolimnion om provtagningen sker under en period när sjön är temperatur-skiktad.

Analyser

Vid låga fosforhalter finns risk för kontaminering och vid halter under 10 �g tot-P/l är osäkerheten i mätningarna stor. Användandet av olika laboratorier kan också innebära att det kan vara svårt att jämföra resultaten. Utförda analyser måste, mot bakgrund av mätningarnas komplexitet, kvalitetssäkras, exempelvis genom att SWEDAC-ackreditera laboratorierna för den aktuella parametern och relevant mätområde. Laboratorierna ska även delta i interkalibreringsprogram.

Provtagning och analys av totalfosfor bör ske enligt föreskrifter som Naturvårdsverket fastställer.

Finansiering av kontroll

Finansieringsfrågan är viktig och för övrigt även aktualiserad av den övervakning som krävs enligt ramdirektivet för vatten samt av uppföljningen och utvärderingen av miljökvalitetsmålen Ingen övergödning samt Levande sjöar och vattendrag. En tänkbar finansieringskälla är avgifter för olika former av utsläpp till vatten samt avgifter för uttag av vatten. En finansiering utifrån olika verksamheters utsläpp ställer givetvis mycket höga krav på att källfördelningsanalysen är väl utförd. Utredningen svensk vattenadmi-nistration som regeringen tillsatte i oktober 2001 har utrett förutsättningarna för att införa avgifter för att minska utsläppen till vatten och, om utredaren bedömer det lämpligt, lämna förslag till avgiftssystem (se kap 5.2, Kostnadseffektivitet och finansiering).

Det torde dock dröja några år innan ett sådant avgiftssystem kan sjösättas. Det mest kostnadseffektiva sättet att tillsvidare bedriva kontrollen torde vara inom ramen för en samordnad recipientkontroll (SRK) som på många håll redan idag är väl utbyggd. 1997 fanns 78 SRK-program inkluderande 2 025 stationer, varav 678 i sjöar75. Undersöknings-programmen utformas ofta av länsstyrelserna medan genomförandet sköts av frivilliga vattenvårdsförbund eller vattenförbund (lagen om vattenförbund SFS 1976:997). I förbunden kan alla som påverkar eller utnyttjar de aktuella vattensystemen vara medlemmar. Undersökningarna bekostas av utsläpparna enligt fördelningstal som

74 Naturvårdsverket. Handbok för miljöövervakning. Undersökningstyp. Sjöar och vattendrag - vattenkemi i

sjöar (1996). www.naturvardsverket.se 75 Ibid.


60

fastställs av länsstyrelserna eller förbunden. På detta vis möjliggörs även en samordnad utvärdering av miljötillståndet.

Rapportering

Rapportering ska göras vart tredje år men behöver endast göras för de sjöar där normen sätts i förbättrande syfte (där normvärdet är överskridet eller riskerar att överskridas). För att arbetet med miljökvalitetsnormer för fosfor i sjöar ska kunna följas upp och utvärderas så behöver uppgifter från kontrollen rapporteras till olika myndigheter och regeringen. Vi föreslår att den myndighet som utses till att utföra kontrollen av att miljökvalitetsnormer-na uppfylls rapporterar resultatet till berörd vattenmyndighet. Vattenmyndigheterna sammanställer resultaten och vidarerapporterar därefter till Naturvårdsverket. Natur-vårdsverket sammanställer sedan rapporterna för hela landet och redovisar helheten för regeringen. Uppgifterna kan även behövas i andra sammanhang, t.ex. vid rapportering till EU enligt ramdirektivet för vatten samt vid uppföljning och utvärdering av miljökvali-tetsmålet Ingen övergödning.

Naturvårdsverket bör, utifrån sin kompetens och ansvarsroll i övrigt, av regeringen ges rätt att utfärda föreskrifter för redovisningen av resultat från kontrollen av miljökvalitets-normen för fosfor i sjöar.


61

7. Åtgärder

7.1 Kunskapsbrister

Eftersom det handlar om ett stort antal sjöar med vitt skilda förhållanden, är det i dagsläget omöjligt att fastställa den totala omfattningen av åtgärder som skulle behöva vidtas samt vilka kostnader det skulle medföra. En annan försvårande omständighet är att fosfor reagerar såväl fysikaliskt, kemiskt och biologiskt. Ämnet förekommer dessutom i många olika former som binds olika hårt i marken och ingår i fysikalisk-kemiska processer med skiftande hastighet. Detta medför svårigheter att förutsäga hur lång tid som krävs från åtgärd till önskad effekt. Utöver detta tillkommer kunskapsluckor om åtgärdernas faktiska effekter på fosforläckaget. Framförallt gäller detta åtgärder mot läckage från jordbruksmark, där de åtgärder som hitintills prövats för att minska fosforläckaget inte gett några entydigt positiva resultat. Behovet av en utökad satsning på forskning och utveckling bedöms därför vara stort. Bland annat återstår att klargöra orsaken till att vissa områden har höga förluster medan andra läcker obetydligt76. Även den befintliga fosforupplagringen i mark och sjösediment samt sjöarnas interna reglering av fosfor, kan göra det svårt att bedöma hur åtgärder kommer att påverka fosforhalten i en sjö.

Eftersom kunskapen om effekter av åtgärder mot fosforläckage från framförallt jordbruksmark i dag är bristfällig kan såväl praktiska som juridiska problem uppstå vid upprättandet av ett åtgärdsprogram. Det finns emellertid kunskap om vilka åtgärder som ger effekt. En uppskattning har även utförts av Barbro Ulén på SLU över ett antal åtgärder och dess beräknade effekter (se Underlagsrapport 3 Åtgärder och kostnader för minskad fosforutlakning från jordbruksmark till sjön Glan). Med detta som utgångspunkt bör det vara möjligt att upprätta ett åtgärdsprogram där man i ett första steg identifierar de områden inom avrinningsområdet som bedöms bidra till att en miljökvalitetsnorm överskrids. En källfördelningsanalys kan sedan göras där ett av problemen idag är att källfördela belastningen från olika markområden. Nästa steg blir att utvärdera lämpliga åtgärder som behöver vidtagas. Detta arbete behöver göras i nära samråd med berörda lantbrukare som besitter den nödvändiga detaljkunskapen om sina respektive marker samt lantbruksrådgivare och sakkunniga på avrinningsdistriktsmyndigheten. I första hand bör bästa möjliga teknik (BAT) tillämpas fullt ut i dessa områden. Därefter sker en uppfölj-ning och utvärdering i syfte att fastställa om denna åtgärdsnivå räcker för att fosfornor-men ska kunna uppnås. Om så inte är fallet så bör i detta läge beskrivas vad som ytterligare behöver göras inom ramen för omprövande åtgärdsprogram. Det kan då även bli aktuellt att analysera ytterligare styrmedel för genomförandet av åtgärderna och vilka konsekvenser detta får.




62

I underlagsrapport 1 ”Åtgärds- och konsekvensanalys för införandet av miljökvalitets-normer för fosfor i sjön Glan” och underlagsrapport 2 ”Åtgärder och kostnader för minskade fosforutsläpp från enskilda avlopp, industri m.m. till sjön Glan” har en beslutsmodell tagits fram för sjön Glan i Östergötland där en stor del av fosforbelastning-en bedöms härstamma från jordbruksmark. Modellen sträcker sig från identifiering av den aktuella situationen via analys av olika källor till fosforutsläpp till precisering av åtgärdsbehov och kostnader för åtgärder. Som tidigare nämnts pågår även ett utvecklings-arbete inom detta område genom det av MISTRA finansierade forskningsprogrammet VASTRA.

Den föreslagna utformningen av miljökvalitetsnormer för fosfor innebär att avrin-ningsdistriktsmyndigheten får ansvaret att välja ut de sjöar som bedöms vara i behov av miljökvalitetsnormer. Detta medger, mot bakgrund av ovanstående resonemang, att man i dagsläget har möjlighet att invänta ytterligare kunskaper om åtgärder och dess effekter på sjöar i jordbruksmark som med tiden förutsätts öka. Viktiga drivkrafter för denna kunskapsutveckling kommer här att utgöras av arbetet med att uppfylla miljömålet ”Ingen övergödning” och genomförandet av ramdirektivet för vatten, som båda ställer krav på kraftfulla insatser inom jordbrukssektorn, samt den kedja av mätning, kontroll och uppföljning som ingår i MKN-systemet.

I det föreslagna normkonceptet finns även möjlighet att förlänga tiden för normernas uppfyllande om vidtagna åtgärder inte har haft avsedd effekt (se kap 4.7). Nedan följer en översiktlig sammanställning över tänkbara förebyggande åtgärder inom de sektorer som huvudsakligen bidrar till belastningen av fosfor till sjöar samt en sammanställning av ett antal reparativa åtgärder. Där så varit möjligt presenteras även exempel på kostnader för vissa av åtgärderna. En fördjupad åtgärds- och konsekvensana-lys presenteras i underlagsrapport 1 ”Åtgärds- och konsekvensanalys för införandet av miljökvalitetsnormer för fosfor i sjön Glan” och underlagsrapport 2 ”Åtgärder och kostnader för minskade fosforutsläpp från enskilda avlopp, industri m.m. till sjön Glan” samt underlagsrapport ”Åtgärder och kostnader för minskad fosforutlakning från jordbruksmark till sjön Glan”.

7.2 Åtgärder inom jordbrukssektorn

Åtgärder för att minska läckaget från jordbrukssektorn behöver framförallt sättas in mot det diffusa läckaget av fosfor från jordbruksmark i form av ytvattenförluster, dränerings-förluster och vinderosion.

Jordbruksverket har på uppdrag av regeringen tagit fram en rapport77 i syfte att nå upp till det nationella miljökvalitetsmålet Ingen övergödning. I rapporten föreslås följande åtgärdsområden och åtgärder:

Optimera spridningen av gödsel. En minskning av andelen jordar i de högre fosfor-klasserna78 är önskvärd för att på så vis minska riskerna för förluster. På en spannmåls-




63

gård är det ekonomiskt riktigt och relativt enkelt att följa gödslingsrekommendationerna, som innebär ett tärande på fosforförrådet i P-AL-klasserna IV och V (dvs. jordar med hög halt tillgänglig fosfor). På en djurgård finns fosforn i stallgödseln, som måste spridas, och det finns risk för att det byggs upp ett överskott av fosfor i marken. I kombination med andra riskfaktorer för fosfor som lutande fält, icke fosforfixerande jord eller dålig infiltrationskapacitet hos jorden kan förlusterna bli stora. Problemen med uppbyggnad av höga fosforklasser och svårigheter att sänka fosforklasser genom bortförsel via grödan, hör samman med hög djurtäthet, men även med de fosforkrävande grödorna potatis och sockerbetor.

Justera djurtätheten. Djurtäthetsbestämmelserna kräver tillgång till spridningsarealer för att ge möjlighet att fördela fosforn så att tillförseln motsvarar bortförsel via grödan, men för fördelning av gödsel inom gården finns inga generella regler. En markkartering ger besked om det finns ojämnheter i fosfortillstånd inom brukningsenheten. För att kunna fördela gödseln optimalt är en aktuell markkarta ett viktigt instrument. Rådgivning om stallgödsel och kompletteringsgödsling med handelsgödsel som medverkar till att gödslingen minskar på jordar med fosforklass IV och V behövs.

Minska fosforinnehållet i djurfodret. Ett sätt att minska behovet av spridningsareal är att minska fosforinnehållet i djurfodret. Enligt danska studier kan tilldelningen av oorganiskt fosfor i foder till slaktsvin sänkas utan att försämra produktionen, och utan att negativt inverka på djurens benstyrka. En reduktion av fodrets totala innehåll av fosfor med 25 % minskade mängden fosfor i träck och urin från djuren med cirka 40 %.

Öka utnyttjandegraden av fosfor i vegetabiliska fodermedel. I vegetabiliska fodermedel föreligger fosforn bunden i form av fytinsyra och uppvisar generellt en låg smältbarhet. Genom att aktivera endogent fytas79 eller genom tillskott av mikrobiellt fytas kan tillgängligheten av den organiska fosforn öka avsevärt. Om denna möjlighet utnyttjades i svinproduktionen skulle detta ytterligare kunna minska behovet av oorganiskt fosfor i fodret och det skulle därmed också kunna minska innehållet av fosfor i gödseln.

Justering av kravet på spridningsareal för stallgödsel. Dagens djurtäthetsbestämmelser för slaktsvinsproduktion innebär att mer än 22 kg P/hektar sprids med stallgödseln, i vissa fall upp mot 30 kg P/hektar80. För att återgå till 22 kg P/hektar krävs en kraftig justering av kravet på spridningsareal om inte fosforinnehållet i fodret ändras. Rådgivning för minimering av fosfor i foderstaten behövs.

Justera djurtäthetsreglerna. Djurtäthetsreglerna för slaktsvin skulle behöva ändras till 7,1 (från dagens 10,5) slaktsvinsplatser/hektar för att fosfortillförseln inte ska överstiga 22 kg P/hektar. Om förändring av fodrets fosforhalt sker behöver djurtätheten inte ändras lika drastiskt.

Strukturkalkning. Strukturkalkning kan öka infiltrationen väsentligt, men den har ringa omfattning och det saknas nyare försök med denna metod. För att höja infiltrationskapaci-teten ger återfyllning vid täckdikning med bränd kalk mycket goda resultat. En metod för återfyllning med inblandning av släckt eller bränd kalk finns framtagen i Finland och är där bidragsberättigad inom de finska miljöstöden. Metoden kan användas både vid 78 Vid jordanalys indelas den tillgängliga fosforn (P-AL, fosfor utlöst med ammoniumlaktat) i jorden i fem klasser. 79 Kroppseget enzym som bryter ner fytinsyra. 80 Muntlig information, Alfredsson, H. Jordbruksverket, 2001.


64

kompletteringsdikning, samt för att anlägga diken vinkelrätt mot lutningen utmed åkerns nedre kant för att hindra ytavrinning. Denna metod är inte prövad i Sverige. I områden med struktursvaga jordar med minskande halt av organiskt material kan denna utveckling hejdas genom alternativa växtföljder som innebär att mullhalten höjs.

Radmyllning. Radmyllning innebär att fosforgivan kan minskas. Detta är inte minst angeläget vid odling av potatis som kräver hög fosforgiva.

Optimera tidpunkterna för spridning av gödsel. Hur fosforläckage påverkas av olika spridningstidpunkter av stallgödsel är ej ännu tillräckligt utrett, klart torde dock vara att förluster genom ytavrinning är minimala vid sen höstspridning med nedplöjning. Däremot är spridning i vårbruket ofta förknippat med stora packningsskador på lerjordar med stort fosforläckage som följd. Dessutom är det inte möjligt med vårplöjning på lerjordar. Spridning under vårvintern ger mindre packningsskador. Möjligheten att sprida flytgödsel under andra halvan av februari framförs från flera jordbrukare i lerjordsområden som en bra metod, men kan öka riskerna för förluster med ytavrinning. Många frågor angående stallgödselspridning behöver belysas ur ett fosforperspektiv.

Förbättra infiltrationen av dräneringsvatten. Vattnet i dräneringsledningarna kommer ibland direkt via ytvatten. Det vore önskvärt om detta vatten först kunde filtreras genom ett markskikt för att behålla fosforn i matjorden. En bättre infiltration via strukturuppbyg-gande insatser minskar mängden vatten som behöver avledas genom ytvattenbrunnar. Rådgivning och försök på detta område behövs.

Skapa skyddszoner. Skyddszoner stabiliserar dikeskanter och kan minska förlusterna av fosfor. Farhågor om att ansamling av fosfor i skyddszonerna kan göra dem till potentiella förlustkällor har framförts men det är inte utrett hur snabbt detta sker. Det är viktigt att fosfor avlägsnas från skyddszonen, så att den kan fortsätta att fungera som näringsfälla. Detta görs genom skörd och bortförsel av växtlighet. Skyddszoner längs fler vattendrag tillsammans med förbättrad infiltration enligt principen med kalkfilterdiken skulle både minska erosionen och förbättra möjligheten att kemiskt binda fosforn. Skyddszoner bör utsträckas till att innefatta områden runt ytvattenbrunnar.

Identifiera och åtgärda punktutsläpp. Utöver detta behöver ett arbete påbörjas med att identifiera och åtgärda punktutsläpp (mjölkrum, enskilda avlopp, läckande gödselvårds-anläggningar, pressaft). En stor del av icke åtgärdade punktutsläpp utgörs av enskilda avlopp.

För enskilda avrinningsområden ska även lokala mål kunna uppställas. De åtgärder som står till buds är att man mer i detalj reglerar växtodlingen utifrån den kunskap som finns. Det kan bland annat handla om att ställa villkor för var stallgödsel får spridas i förhållande till vattendrag, utökad bredd på skyddszonen, införa konturplöjning och kalkfilterdiken.


65

7.3 Åtgärder inom avloppssektorn

I Naturvårdsverkets rapport81 och regeringens miljöproposition82 föreslås ett antal möjliga ”handlingsvägar” för att minska påverkan från avloppssektorn. Dessa omfattar bland annat:

�� Vidta åtgärder för att höja standarden på avloppsanläggningar i glesbygd och öka användningen av fosfatfria tvättmedel,

�� Införa generella föreskrifter för enskilda avlopp samt skapa långsiktiga organisa-toriska och ekonomiska förutsättningar för att bedriva forskning, utveckling och uppföljning av tekniska åtgärder och andra åtgärder som rör enskilda avlopp.

�� Ställa fortsatt höga fosforkrav på avloppsreningsverk och göra strategiska insatser för att förbättra avloppsledningarna, i syfte att minska bräddningar83 av obehand-lat avloppsvatten, samt skapa lokala lösningar för omhändertagandet av dagvat-ten.

Kommunala reningsverk har ofta en höggradig (mer än 90 %) fosforrening men åtgärder i syfte att förbättra dagvattenhantering och minskad bräddning av obehandlat avloppsvatten kan lokalt ge en betydande minskning av fosforbelastningen till sjöar.

Ca 500 000 småhus för permanentboende och ca 500 000 fritidshus är dock inte anslutna till kommunal avloppsvattenhantering. Avloppsstandarden i glesbygden varierar mycket. Många äldre hus och mindre samhällen har bristfälliga reningsanläggningar. Uppskattningsvis har 50 – 60 % av de enskilda anläggningarna för permanentboende ingen rening utöver slamavskiljning. När man idag åtgärdar ett enskilt avlopp är det vanligast att man väljer att komplettera en slamavskiljare med markbädd eller infiltra-tionsanläggning. I nyanlagda markbäddar och infiltrationsanläggningar avskiljs uppskattningsvis 50 % respektive 80 % av avloppsvattnets fosforinnehåll. Dessa metoder möjliggör dock ingen återvinning av näringsämnen. För att ytterligare minska fosforut-släppen kan man separera de fosforrikaste fraktionerna dvs. urin och/eller fekalier vid källan genom exempelvis urinseparering. Detta minskar både utsläppen till recipienten och möjliggör återföring av näringen till jordbruket. Men denna teknik är inte färdigut-vecklad och löser inte heller hela avloppsfrågan. Fekalierna och BDT-vattnet (BDT=bad, disk och tvätt) måste också behandlas.

För att åtgärder inom avloppssektorn ska vara verksamma krävs även insatser för information och kontroll för att minska påverkan av industri, handel och övriga verksamheter. Information för att förbättra vanliga VA-abonnenters beteende är också nödvändig. En övergång till tvättmedel med lägre fosfathalt skulle leda till minskad belastning på reningsverken och minskad belastning på recipienterna.

81 Naturvårdsverket. Ingen övergödning. Rapport 4999 (1999). 82 Miljödepartementet. Svenska miljömål- delmål och åtgärdsstrategier. 2000/01:30 (antagen av riksdagen

oktober 2001). 83 Avloppsreningsverken kan vid extrema nederbördssituationer bli tvungna att släppa förbi orenat

avloppsvatten direkt ut i naturen. Även översvämning i bristfälliga ledningsnät kan ge upphov till bräddning.


66

7.4 Åtgärder inom industrin

Utsläppen från skogsindustrin utgör den helt dominerande källan av industrins andel av fosforutsläpp till vatten. Till exempel släppte Skärblacka bruk i Östergötland ut ca 20 ton/år till Glan under 90-talets början. Detta svarade mot ca 20 % av den totala belast-ningen till sjön. Bruket har dock vidtagit åtgärder och utsläppet är nu nere i drygt 6 ton/år. De åtgärder som kommer i fråga är effektivare rening av utsläppen.

7.5 Våtmarker

Anläggandet av våtmarker för rening av vatten från näringsämnen har utvecklats från småskaliga projekt till mer omfattande. I jordbruksbygder skapas våtmarker som skyddszoner mot näringsämnesläckage, i urban miljö anläggs våtmarker och dammar för att rena och utjämna dagvatten, eller för att efterbehandla dagvatten84. Syftet med våtmarkerna är olika och de har även olika funktioner varav de viktigaste processerna är85:

Assimilation: I vattnet löst fosfor kan tas upp av växter och alger i våtmarken. Detta upptag är större ju kraftigare tillväxt av vattenväxter man har, vilket innebär att processen är mycket omfattande under vår och sommar medan den under vintern nästan är obefintlig. Fosforn lämnar inte våtmarken utan stannar kvar i växterna, för att åter frigöras när dessa bryts ned. För att förhindra denna nedbrytning behöver våtmarken skördas vartannat år. Uppskattningar från anläggningar visar ett möjligt skördeuttag på ca 40 kg fosfor/ha.

Sedimentation och mineralisering: En del av fosforn är bunden till små partiklar. Vid de låga flödeshastigheter som föreligger i dammarna kommer dessa partiklar att sjunka till botten. Även döda växtdelar sjunker till botten. Här sker en gradvis nedbrytning och mineralisering, i vilken delar av fosforn återgår till vattnet, medan andra delar binds till mineraler. Vid god syresättning kan denna fastläggning fungera ganska effektivt, medan vid syrebrist fosfor i stället kan lösas ut. Denna process är i stort sett oberoende av årstid.

En kombination av åtgärder vid reningsverket och en efterföljande våtmark borde kunna ge såväl fosfor- som kvävereduktion. Genom detta skulle i så fall önskemålen om att åstadkomma en minskad fosfortillförsel till sjöar och hav, minskad kvävetillförsel till havet samtidigt som en ny och intressant rekreationsmiljö skapas.

84 Krantz, H. och Hjerpe, M. Användning av våtmarker för kommunalt dag- och avloppsvatten – nuläge och

framtida trender. Vatten, 56. 273-278 (2000). 85 Nilsson, P-Å. Våtmarken i Magle Hässleholms kommun, Gatukontoret (1997). Senaste uppdatering 2000-

02-28. http://home1.swipnet.se/%7Ew-14157/masv.pdf


67

7.6 Reparativa åtgärder

För många sjöar räcker inte bara minskad belastning utan även andra åtgärder krävs för att sänka fosforhalterna, öka siktdjupet samt få tillbaks den tidigare funktionen på ekosystemet med dominans av rovfiskar. I dessa fall kan det vara nödvändigt att komplettera åtgärder mot utsläpp och läckage med rent reparativa åtgärder (sjörestaure-ring).

Sjörestaurering är dyrt och det är alltid ovisst om man kommer att lyckas förändra ett biologiskt system. Förutom regelrätta restaureringsförsök är det därför mycket viktigt att sjöarna "sköts om" kontinuerligt, bland annat genom att växtligheten hålls efter. För att nå ett långsiktigt resultat måste dessutom alla externa fosforkällor till största delen vara åtgärdade. Kostnaderna är mycket varierande och svåra att ange. Detta beror dels på begränsade erfarenheter från framförallt större restaureringsprojekt, dels på att kostnader-na är beroende av de praktiska förutsättningarna (tillgänglighet, vattendjup, tillgång på uppställningsplats för maskiner och lagringsutrymme). Även projektets storlek påverkar kostnaderna eftersom etablering och andra kringkostnader relativt sett blir större om projektet är litet. Uppgifter om kostnader i följande sammanställning utgörs därför endast av exempel. I tabell 8.1 följer en lista på ett antal reparativa åtgärder86:

Tabell 8.1 Reparativa åtgärder87

Åtgärd Förklaring Kostnad Muddring Muddring innebära att det näringsberikade

sedimentet som läcker fosfor tas bort och vattnet pumpas till en bassäng där fosfor fälls ut med kemikalier. Tidigare försök har givit blandade resultat, alltifrån mycket lyckade till mindre lyckade. Metoden anses effektiv på grund av att den angriper en av de huvudsakliga orsakerna till problemet, men den är mycket dyr och arbetsintensiv. Det finns en risk att det sker en ytförstoring av eventuellt kvarvarande fosforläckande sediment som då kommer att läcka från en större yta. Risken finns även för grumling med återföljande utflöde av fosfor till vatten. Metoden är endast praktiskt genomför-bar på små och grunda sjöar.

Exempel: den totala kostnaden för muddring i Finjasjön (Skåne län) uppgick till 50 Mkr (1990) och en ökning av bottendjupet med 1 m i Magelungens (Stockholms län) nordvästra vik (ca 500 000 m2) har beräknats kosta 50 Mkr. Kostnad för bortförsel av muddringsmassor från sjöar där deponering ej kan ske i närheten är givetvis extra kostnads-krävande.

Riplox- metoden

Med riploxmetoden reduceras den interna fosforbelastningen genom oxidering av sedimentytan med hjälp av kemikalier. Metoden har provats med varierande resultat.

86 Hansson, L-A. Biomanipulering som restaureringsverktyg för näringsrika sjöar : en kunskapssamman-

ställning. Naturvårdsverket. Rapport 4851 (1998). 87 Ibid.


68

Fällning Fällning av fosfor med hjälp av kemikalier används allmänt i reningsverk men har även använts i sjöar med varierande resultat. Bl.a. har fällning med aluminiumklorid används med framgång i Lejondalssjön (Upplands-Bro). Denna metod kräver att pH-värdet ligger mellan 6 – 9 för att undvika negativa miljöeffekter. Effekten bedöms som sannolikt långvarig.

Kostnaden för fällning av löst fosfor i sjövatten med hjälp av aluminium, varigenom även utlösning av fosfor från sedimenten förhindras, uppgick till ca 30 000 kr/ha för ett projekt i Upplands-Bro kommun.

Hypo- limnion- luftning

Hypolimnionluftning innebär att man pumpar ner ren syrgas i det djupare skikt som ej berörs av omblandning under sommarhalvåret (hypolimnion). Oxidationen leder till fastläggning av fosfor och ett minskat utflöde av fosfor från sedimenten. Metoden används ofta som ett komplement till andra metoder. Resultaten är varierande och när luftningen avbryts återgår sjön vanligen till sin forna status.

Ett luftningsaggregat av Limno-modell kostar 1,5-2 Mkr i inköp (1996). Driftskostnaden uppgår ca 100 000 kr/år och aggregatets livslängd är ganska begränsad.

Biomani-pulering

Biomanipulering innebär (i detta sammanhang) att minska mängden växtplankton och på detta sätt göra vattnet klarare. I en övergödd sjö dominerar djurplanktonätande fisk. Genom att fiska ut denna och/eller tillsätta rovfisk ökar mängden djurplankton som äter växtplankton varpå de senare minskar. Själva fosforhalten minskar dels på grund av att ett mindre antal karpfiskar ger mindre bioturbulens varpå mindre fosfor frigörs från sedimenten. Dels för att mängden djurplankton ökar varpå mängden växtplankton minskar vilket leder till att ljuset når längre ner. Den påföljande ökningen av undervattenväxter leder i sin tur till att sedimenten binds vilket minskar fosforläckaget, men undervattenväxterna binder även mer fosfor än växtplankton (tar upp fosfor från sedimenten) och under en längre tid. Dessutom utsöndrar undervattensväxter även ämnen som hämmar cyanobakterier (blågrönal-ger). Till slut minskar även mängden döda växtplankton som når sedimentytan vilket minskar risken för syrebrist. Även om flera biomanipuleringar har varit mindre lyckade börjar orsakerna till detta stå klart. En av huvudorsakerna är att insatsen inte varit tillräckligt kraftfull och intensiv. Metoden

Jämfört med de övriga alternativen är biomanipulering en kostnadseffektiv metod. Exempel: den totala kostnaden för utfiskning av Finnjasjön uppgick till 8 Mkr (1991) jämfört med de 100 Mkr en fullbordad muddring hade beräknats till.


69

har, i motsats till vad man tidigare ansett, visat sig vara effektiv i djupa och kraftigt övergödda sjöar. Det är dock dyrare att restaurera en stor, djup sjö med hög extern belastning, lång omsättningstid och små områden möjliga för etablering av undervattensväxter.


70

8. Nationell konsekvensanalys Idag råder brist på heltäckande inventeringar beträffande nuvarande tillstånd, biologiska värden, nyttjandeaspekter samt en bedömning av hur utvecklingen i ett område kan tänkas påverka en sjös tillstånd i framtiden. På grund av detta är det svårt att ge en klar bild av hur många sjöar (se kap. 3.5) som skulle kunna vara aktuella för en miljökvalitetsnorm och sålunda vilka konsekvenser det skulle kunna medföra. Nedan följer en övergripande konsekvensanalys som sedan fördjupas och konkretiseras i underlagsrapport 1 ” Åtgärds- och konsekvensanalys för införandet av miljökvalitetsnormer för fosfor i sjön Glan”, underlagsrapport 2 ” Åtgärder och kostnader för minskade fosforutsläpp från enskilda avlopp, industri m.m. till sjön Glan” samt underlagsrapport 3 ” Åtgärder och kostnader för minskad fosforutlakning från jordbruksmark till sjön Glan”.

8.1 Nollalternativ

Konsekvenserna av den föreslagna miljökvalitetsnormen för fosfor ska inte ställas mot situationen idag, utan mot situationen i en framtid om förslaget inte genomförs, ett så kallat nollalternativ. Nollalternativet ska beskriva en trolig framtidsutveckling utifrån dagens fattade beslut och de förutsättningar som är kända idag så att det utgör en referensram mot vilken effekten av den föreslagna miljökvalitetsnormen kan ställas.

Påverkan genom styrmedel

En mängd olika faktorer bestämmer framtidsutvecklingen och det kan självklart finnas flera tänkbara och troliga framtidsbilder. Det är därför omöjligt att med någon större säkerhet beskriva ett tillstånd långt fram i tiden. Det som dock huvudsakligen styr utvecklingen vid ett nollalternativ är de av riksdagen fastställda miljökvalitetsmålen Ingen övergödning och Levande sjöar och vattendrag samt genomförandet av EG:s ramdirektiv för vatten.

Miljökvalitetsmålet Ingen övergödning

Regeringen har i sin miljöproposition88 föreslagit en kompletterande precisering av miljökvalitetsmålet Ingen övergödning som innebär att sjöar och vattendrag ska ha God ekologisk status år 2015 enligt definitionen i EG:s ramdirektiv för vatten. Enligt miljökvalitetsmålet Ingen övergödning ska - inom en generation - halterna av gödande ämnen i mark och vatten inte ha någon negativ inverkan på människors hälsa, förutsätt-ningarna för biologisk mångfald eller möjligheterna till allsidig användning av mark och vatten. Det är Naturvårdsverkets uppfattning att miljökvalitetsmålet kommer att bli mycket svårt att nå inom en generation på grund av lång återhämtningstid i de naturliga

88 Miljödepartementet. Svenska miljömål- delmål och åtgärdsstrategier. 2000/01:30 (antagen av riksdagen i

oktober 2001).


71

systemen. För att skapa förutsättningar att nå målet, krävs omfattande och snabbt genomförda åtgärder som ger mycket stora minskningar av utsläppen, såväl nationellt som internationellt. En närmare granskning av förslagen till preciseringar och åtgärder för att uppnå miljökvalitetsmålet visar att de i viss mån bygger på att miljökvalitetsnormer för fosfor i utvalda sjöar införs. Om miljökvalitetsnormer inte införs nu, torde frågan ändå kunna komma att aktualiseras i ett senare skede i och med arbetet med åtgärder för att nå miljökvalitetsmålet. Frågan kan även bli aktuell i samband med genomförandet av ramdirektivet för vatten där starka styrmedel kan komma att bli nödvändiga.


Ramdirektivet för vatten kommer efter ett fullständigt genomförande innebära att vi uppnår och bibehåller en godtagbar vattenkvalitet eller ”god status” för ytvatten (sjöar, vattendrag och kustvatten) samt grundvatten. Vissa sjöar löper emellertid risk att inte ”fångas” upp av direktivets referenssystem. Exempelvis kommer troligen sjöar under 0,5 km2 inte att ingå i systemet vid genomförandet av ramdirektivet i svensk lagstiftning. Ett avsevärt antal av de övergödda sjöarna har en storlek mellan 0,03 km2 och 0,5 km2.89 Vidare kan för ”särskilda vattenförekomster” mindre stränga mål komma att sättas upp när dessa förekomster är så påverkade av mänsklig verksamhet att det skulle bli oproportionerligt dyrt att uppfylla vissa villkor. Det finns även en risk för att de referensvärden som tas fram i och med ramdirektivet för vatten inte kommer att vara anpassat till individuella sjöars förutsättningar (geologi, nederbörd, biologi) utan till en typgrupp. Detta innebär en risk för de sjöar som på grund av olika naturgivna förutsätt-ningar är i behov av ett referensvärde som avviker från deras typgrupp.

Utsläppstrender

Det mesta tyder på att de samlade utsläppen från olika sektorer minskar, i synnerhet utsläppen från större punktkällor. På grund av brister i utsläppsstatistik för vissa källor kan det dock vara svårt att bedöma ett framtida nollalternativ. Jordbrukets påverkan är vidare svår att uppskatta på grund av kunskapsbrist när det gäller åtgärders effekter. Det saknas även bedömningar av utvecklingen sedan 1995. Miljötillståndet i enskilda sjöar, och då framförallt i jordbruksdominerande områden kommer även fortsättningsvis att vara högst osäkert.

Kommunala reningsverk

Vid de kommunala reningsverken har sedan 1970-talet betydande minskningar av utsläppen till vatten åstadkommits genom rening av fosfor. Åren kring 1970 komplettera-des flertalet kommunala reningsverk i Sverige med kemisk rening, som kan eliminera 90 % eller mer av det obehandlade avloppsvattnets fosforinnehåll. Mellan 1995 och 1999 minskade fosforutsläppen från reningsverken med ca 10 % för hela Sverige och 14 % i södra Sverige. Utsläppsreningen förväntas ligga kvar på nuvarande nivå eller förbättras ytterligare, exempelvis planeras s.k. spetsrening av fosfor i Östhammar.

89 Johansson, H. och Persson, G. Svenska sjöar med höga fosforhalter – 790 naturligt eutrofa eller

eutrofierade sjöar? SLU, Rapport 2001:8 (2001).


72

Enskilda avlopp

För enskilda avlopp, som inte är kopplade till kommunala reningsverk är situationen betydligt sämre. De enskilda fastigheternas avloppsutsläpp reglerades i miljöskyddslagen 1969, där man föreskrev att all rening av avloppsvatten skulle genomgå längre gående rening än slamavskiljning och att kostnaden för att åstadkomma detta ålåg fastighetsäga-ren. Av permanenthushållen med enskilt avlopp bedöms 58 %90 idag inte infria detta krav. Det har trots stöd i lagen varit svårt att uppfylla dessa krav, mycket beroende på brist på kunskap om fastigheternas avloppsanläggningar. Andra hinder har varit brist på bra teknik och brist på resurser i de kommunala förvaltningarna. Idag görs ett omfattande arbete att inventera avloppsanläggningar i många kommuner. Bra tekniker att reducera fosfor även i enskilda avlopp har utvecklats snabbt de senaste åren (se underlagsrapport 1 ” Åtgärds- och konsekvensanalys för införandet av miljökvalitetsnormer för fosfor i sjön Glan” och underlagsrapport 2 ” Åtgärder och kostnader för minskade fosforutsläpp från enskilda avlopp, industri m.m. till sjön Glan”). För enskilda avlopp finns med andra ord möjlighet att inom ramen för nuvarande lagstiftning få till stånd åtgärder som skulle få omedelbar effekt i recipienten.

Skogsindustrin

Skogsindustrins utsläpp har minskat med drygt ca 15 % mellan 1995 och 2000. Lokalt står enstaka industrier, exempelvis cellulosaindustrier, för betydande utsläpp. De stora industrierna har oftast egna reningsanläggningar och ett mycket stort antal mindre och medelstora industrier är anslutna till kommunala reningsverk. Utsläppen från dessa är dock dåligt kända och vissa uppgifter tyder på att de är underskattade91.

Jordbruket

Sedan slutet av 1980-talet har en rad åtgärder genomförts inom jordbrukssektorn, däribland reglering av djurtäthet, gödselhantering, lagring och spridning av stallgödsel samt andelen vintergrön mark i känsliga områden. Åtgärderna har även kompletterats med miljöstöd till skyddszoner, flerårig vall, extensiv vall, anläggande av våtmarker samt rådgivning om växtnäringsbalanser. Även förbrukningen av handelsgödsel som innehåller fosfor har sjunkit sedan mitten av 1970-talet. I detta sammanhang anses rådgivning med växtnäringsbalanser ha haft stor betydelse. Även om vissa åtgärder inom jordbrukssektorn uppvisat goda resultat så har allmänt sett endast svaga tendenser till minskat fosforläcka-ge noterats. Risken för förlust av fosfor från odlad mark är regionalt sett fortfarande stor. Framförallt gäller detta i områden med omfattande djurhållning eller gödslingsintensiva grödor som sockerbetor och potatis.

90 Naturvårdsverket. Vatten, avlopp och miljö, underlagsrapport till aktionsprogram MILJÖ 93. Rapport

4207 (1993). 91 Naturvårdsverket. Vatten, avlopp och miljö, underlagsrapport till aktionsprogram MILJÖ 93. Rapport

4207 (1993).


73

8.2 Konsekvenser för miljön

Positiva konsekvenser

Minskad övergödning ger minskad dominans av ett fåtal arter som gynnas av hög fosforhalt till förmån för en högre biodiversitet på genetisk nivå, artnivå samt ekosystem-nivå. Med miljökvalitetsnormer för fosfor skulle man kunna nå en bibehållen eller minskad fosforhalt i de sjöar där fosforhalten annars riskerar att orsaka, eller redan har orsakat, en övergödningssituation. Detta är en grundförutsättning för bevarandet av den biologiska mångfalden i svenska sjöar.

I de fall där kraftig övergödning orsakat syrebrist i bottenvattnet är ofta bottenfaunan och i vissa fall även fisken utslagen. Här kommer en minskning av fosforhalten (eventuellt i kombination med restaureringsåtgärder) att vara den nyckelfaktor som ger sjön en möjlighet att återfå de förutsättningar som rådde innan.

Vidare skulle många av de övergödningskänsliga växt- och djurarter som är upptagna på de svenska officiella rödlistorna gynnas av lägre fosforhalter. Av akut hotade arter92 kan exempelvis nämnas svarthakedopping, vårlekande siklöja, dvärgflickslända samt ett stort antal kransalger93. Vidare är årta, småfläckig sumphöna, klockgroda, tjockskalig målarmussla samt ett stort antal kransalger upptagna som sårbara94. Givetvis påverkas även andra arter, som ej är upptagna på rödlistan, negativt av övergödningen. Exempelvis har storlommen uppvisat en minskande trend vilket antas bero på den grumlighet som orsakas av övergödningen.

Minskade fosforhalter bidrar även till en reducering av toxinproducerande cyanobakte-rier och alger. Till skillnad mot människan undviker inte djur vatten med höga toxinkon-centrationer i samband med så kallad algblomning. Tvärtemot dras exempelvis hundar mot lukten av algmassor som drivit upp på land. Såväl hund- som kreatursdöd med toxinförgiftning som trolig orsak finns inrapporterade. Att endast ett fåtal verifierade fall finns dokumenterade i Sverige anses i första hand bero på bristande information och kunskap. Från Sverige och Åland har det även inkommit rapporter om fågel- och fiskdöd som följd av toxinförgiftning. I förlängningen hotar dessa toxiner den biologiska mångfalden bland både plankton och de organismer som utnyttjar plankton som födokälla. Det har även påvisats att toxinerna kan anrikas i näringskedjan hos djurplank-ton och musslor.

I de fall vidtagna åtgärder innebär en minskning av fosforanvändningen (minskad gödsling, effektivare gödsling, omställning av mark) eller återföring av fosfor till

92 Arter (taxa) som löper risk att försvinna som reproducerande populationer inom en nära framtid om

hotfaktorerna inte snarast undanröjes. 93 Kransalger är anpassade till oligotrofa till mesotrofa vatten och tillhör de första arterna bland undervattens-

växter som försvinner vid övergödning. 94 Arter (taxa) vars överlevnad inte är säkerställd på längre sikt. Innefattar bl.a. arter med allvarlig

tillbakagång i numerär eller i geografisk utbredning och som möjligen snart kan behöva föras till kategori akut hotade.


74

jordbruket (slam från avloppsrening) skulle miljökvalitetsnormer för fosfor dessutom kunna bidra till ett mer hållbart samhälle.

Miljökvalitetsnormer för fosfor skulle även kunna få ovanstående positiva effekter nedströms den utvalda sjön eller sjösystemet. Detta gäller inte enbart för sjöar, vattendrag och våtmarker nedströms utan även för kustområden med insjökaraktär (där fosfor kan vara det tillväxtreglerande ämnet).

Negativa konsekvenser

En miljökvalitetsnorm för fosfor skulle under vissa omständigheter även kunna få oönskade konsekvenser för miljön. Eftersom en minskning av fosforhalten i en sjö ger en minskning av biomassan, minskar även andelen bundet kväve. Därmed minskar tillgången på organiskt kol som behövs för denitrifikationsprocessen95, vilket får till följd att den totala kväveretentionen96 minskar. Detta medför i sin tur en ökning av andelen kväve som kan föras ut till havet. På så vis uppstår en risk att åtgärder för att minska övergödning i sjöar samtidigt bidrar till en övergödning av havet. Exempelvis har den minskade tillförseln av fosfor i Vänern medfört att de kvävemängder som förs ut med Göta älv ökat97. Även andelen organiska miljögifter och tungmetaller som tidigare bundits av biomassan skulle under ovanstående omständigheter kunna öka i både sjöarna och haven. Det är dock viktigt att understryka att de flesta åtgärder som behöver vidtas i syfte att minska fosforhalterna i sjöar, även minskar kvävehalterna.

Ett liknande problem kan uppstå på grund av att en minskad fosforhalt också leder till en ökad syrehalt. Detta är ju i normala fall en önskad effekt eftersom det biologiska livet då återvänder. Det finns emellertid även farhågor om att en ökad syrehalt leder till att organiska miljögifter och tungmetaller som är bundna i sedimenten kan frigöras i stor mängd. Naturvårdsverket anser dock att ovanstående risker inte kan resultera i att man underlåter att ta itu med fosforläckaget. Eventuella sekundära miljöproblem som uppkommer som en följd av ett minskat fosforläckage får istället lösas från fall till fall.

8.3 Hälsomässiga konsekvenser


En minskning av toxinproducerande cyanobakterier och alger som resultat av miljökvali-tetsnormer för fosfor i sjöar är positivt även från hälsosynpunkt. De toxiska ämnena kan vid bad i sjöar med stor andel toxinproducerande alger orsaka hudreaktioner, mag-

95 Genom en bakteriell process omvandlas nitratkväve till kvävgas. 96 Nitrat och nitrit kan kan genom växtupptag, sedimentation eller denitrifikation bli otillgängligt för

bioproduktion och vidare transport i markvatten och vattensystem. 97 Miljödepartementet. Hur mår Sverige? – en rapport om miljösituationen. Bilaga A till regeringens

proposition 1990/91:90 (1991).


75

tarmproblem, feber, lever- och lungpåverkan. Det finns även flera indikationer på att vattenlösliga algtoxiner kan passera vattenverk och gå ut i ledningsnätet98.

Även förekomster av andra ämnen skulle kunna komma att minska i och med miljö-kvalitetsnormer för fosfor. Förutom den naturliga förekomsten av kadmium i våra jordar tillförs också kadmium till åkermarken genom luftföroreningar och genom användning av handelsgödsel som kan vara förorenat med kadmium. Andra källor är rötslam och stallgödsel. Mot bakgrund av detta kommer åtgärder som syftar till minskad användning av stallgödsel och handelsgödsel även att leda till lägre halter för dessa ämnen.

8.4 Estetiska och övriga konsekvenser

En minskning av fosforhalterna skulle även få positiva estetiska konsekvenser, t.ex. att igenväxning av vattenspeglar, algsörjor i samband med ”algblomning” samt därav oangenäma lukter skulle komma att minska. Detta skulle givetvis även få konsekvenser för möjligheterna att använda sjön till fritidsaktiviteter som bad och fritidsfiske. Förutom detta tillkommer cyanobakteriernas och algernas produktion av ämnen som ger upphov till lukt- och smakproblem i dricksvattnet att minska. Av den årliga vattenproduktionen är 60 % utsatt för sådana reningssteg som tyder på att råvattnet har lukt- och smakproblem99. Till största delen anses organismutveckling i vattnet, i synnerhet från cyanobakterie- och algutveckling ligga bakom detta.

8.5 Samhällsekonomiska konsekvenser


Övergödningen av sjöar orsakar varje år skador på miljön som leder till höga samhälls-ekonomiska kostnader. I och med lägre fosforhalter kan det fiskebestånd som tidigare dominerats av karpfisk komma att övergå till en fiskfauna bestående av abborre, sik, gädda och gös. På så vis skapas bättre förutsättningar för såväl yrkesfisket som fritidsfis-ket. Värdet av det yrkesmässiga fisket i sötvatten uppgick 1997 till ca 43 miljoner kronor100. Fritidsfiskets samhällsekonomiska betydelse är stor i Sverige och enligt Fiskeriverket utgör fisketurism en god möjlighet till företagande och entreprenörskap i glesbygden, såväl i inlandet som i skärgårdarna101. Undersökningar både i Sverige och i

98 Annadotter, H., Cronberg, G., Lawton, L. A., Hansson, H-B., Göthe, U. and Skulberg, O. M. An extensive

outbreak of Gastroenteritis associated with the toxic cyanobacterium Planktothrix agardhii (Oscillatoria-les, Cyanophyceae) in Scania, South Sweden; i Chorus, Ingrid (red) Cyanotoxins-Occurrence, Causes, Consequences, sid. 187 – 195. Springer, Berlin (2001).

99 Nytt från Institutionen för Miljöanalys nr 2, Sveriges Lantbruksuniversitet 1995. 100 SCB, Fiskestatistiken. Fakta om svenskt fiske, fisk och skaldjur. Sammanställd av Fiskeriverket och

Svensk Fisk i samarbete med Statistiska Centralbyrån. Statistik t.o.m. 1998 (2000). 101 Fiskeriverket och Turistdelegationen. Fisketurism - en naturlig näring! Förutsättningar och möjligheter

för utveckling av svensk fisketurism. Fiskeriverkets information 5:1999 (3-66).


76

utlandet visar att den moderna fisketuristen kommer att premiera ett fiske på naturliga fiskbestånd i en naturlig miljö.

Genom införandet av miljökvalitetsnormer för fosfor i sjöar skulle även samhällets kostnader för rening av dricksvatten kunna minskas och en framtida ökad kostnad för sjukvård kunna undvikas. Ur ett samhällsekonomiskt perspektiv är det lönsammare ju snarare man tar itu med problemen. Miljökvalitetsnormer och de åtgärder som tillkommer är ett system som skulle kunna skynda på denna process.

Negativa konsekvenser

Systemet med miljökvalitetsnormer skulle innebära kostnader för ett antal nödvändiga processer:

�� inventering av miljötillstånd i sjöar, �� modellering av belastning och källor, �� provtagning och analyser för inventering av behov, kontroll av normvärde och

kontroll av åtgärdernas effekt, �� rapportering, �� åtgärder som ska säkerställa att miljökvalitetsnormerna kan uppfyllas. �� ökad forskning och utveckling

Kostnaderna varierar dock stort från sjö till sjö. I underlagsrapport 1 ” Åtgärds- och konsekvensanalys för införandet av miljökvalitetsnormer för fosfor i sjön Glan”, underlagsrapport 2 ” Åtgärder och kostnader för minskade fosforutsläpp från enskilda avlopp, industri m.m. till sjön Glan” samt underlagsrapport 3 ” Åtgärder och kostnader för minskad fosforutlakning från jordbruksmark till sjön Glan” uppskattas kostnaderna för sjön Glan. Miljökvalitetsnormer för fosfor skulle innebära ökade utgifter för stat och kommun, bland annat för normkontroll och åtgärdsarbete, och arbetet med åtgärdspro-gram för fosfor i sjöar skulle bli en viktig arbetsuppgift i vissa områden. Större delen av de ovanstående kostnaderna kommer emellertid även att aktualiseras i och med kraven i ramdirektivet för vatten.

8.6 Internationella konsekvenser

Så som normkonceptet här har framlagts, dvs. en utformning som gör normerna icke gällande för hela landet, utan där vattenmyndigheterna i samråd med andra aktörer bedömer vilka sjöar som ska normsättas, är det svårt att bedöma hur många verksamhets-utövare som skulle komma att påverkas och på vilket sätt. Vad gäller internationella konsekvenser skulle en fosfornorm möjligen kunna innebära konkurrensmässiga nackdelar för svenska jordbrukare genom att restriktioner i markanvändningen eller andra åtgärder troligen skulle behöva genomföras. Restriktioner av detta slag kommer emellertid på grund av ramdirektivet för vatten även att behöva omfatta andra jordbrukare inom EU för att målet om god ytvattenstatus ska kunna nås. Konkurrensmässiga fördelar för jordbrukare utanför EU skulle emellertid eventuellt kunna uppstå.


77

Bilaga

Tillstånds- och avvikelsetabell från Bedömningsgrunder för miljökvalitet - sjöar och vattendrag

TILLSTÅND, totalfosforhalt i sjöar, (µg/l) Klass Benämning Halt Halt maj – oktober augusti 1 Låga halter ≤12,5 ≤12,5 2 Måttligt höga

halter 12,5 – 25 12,5 – 23

3 Höga halter 25 – 50 23 – 45 4 Mycket höga halter 50 – 100 45 – 96 5 Extremt höga

halter >100 Ej def.

Bedömning av tillstånd

Halter avser säsongmedelvärde (maj – oktober) under 1 år baserade på månatliga mätningar i epilimnion eller, om endast ett prov tagits, ytligt vatten (0,5 m). Vid lägre haltintervall har totalfosforhalten liten säsongvariation och bedömning kan göras även för exempelvis halter mätta i augusti, men då som medelvärde under 3 år. Vid extremt höga halter är sensommarhalternas variation mycket stor och säsongsmedelvärden bör användas vid bedömning. Klasserna relaterar till olika sedan länge inom limnologin använda produktionsnivåer vilka huvudsakligen avgörs av fosforhalterna. Med gängse terminologi motsvarar klasserna: oligotrofi (1), mesotrofi (2), eutrofi (3 + 4) och hypertrofi (5). Inom det oligotrofa området finns goda skäl att även urskilja en karakteris-tisk grupp med halter under 6 µg P/l, vilket motsvarar ultraoligotrofi. AVVIKELSE från jämförvärde, totalfosforhalt i sjöar Klass Benämning Uppmätt halt/jämförvärde 1 Ingen eller obetydlig avvikelse ≤1,5 2 Tydlig avvikelse 1,5 – 2,0 3 Stor avvikelse 2,0 – 3,0 4 Mycket stor avvikelse 3,0 – 6,0 5 Extrem avvikelse >6,0


78

Bedömning av avvikelse från jämförvärde

Klassindelningen baseras på en samlad bedömning med hänsyn till de halter som förekommer i svenska vatten med olika grad av mänsklig påverkan.

Uppmätt halt avser medelvärde under 3 år för perioden maj – oktober. Om hänsyn tas till den osäkerhet som introduceras kan 3-årsmedelvärden av enbart augustimätningar användas.

Jämförvärden kan beräknas eller uppskattas på flera sätt. De kan uppskattas med ledning av äldre undersökningar i det aktuella området eller erhållas från undersökningar i likartade men opåverkade sjöar i närheten. I vissa försurningsdrabbade sjöar kan dock fosforhalterna vara lägre än de ursprungliga. I brist på andra data kan jämförvärden beräknas utgående från ett samband mellan totalfosfor och färgad organisk substans:

TPjfr (µg P/l) = 5 + 48 · abs f420/5. Detta samband ger ”lägstavärden” vid en given absorbans och generellt en strängare

bedömning av avvikelse. I vissa fall kan graden av avvikelse komma att bedömas vara upp till en klass högre än den verkliga. Så kan tex vara fallet i klara fjällvatten. Sambandet har härletts ur data från miljöövervakningen, där minst 5-åriga serier förelegat. Absorbansen (abs f420/5) kan (med beaktande av osäkerheten) beräknas genom att multiplicera vattenfärg (mg Pt/l) med 0,002.

I vissa kalkade eller försurade sjöar kan kvoten uppmätt halt/jämförvärde understiga 1, vilket kan indikera oligotrofiering, dvs. förändring mot ett mer näringsfattigt tillstånd. Sådana förhållanden bör noteras särskilt för att medge uppföljning av eventuella försurningsrelaterade skador.

I brist på andra data kan jämförvärden också beräknas utgående från avrinningsområ-dets egenskaper och vattnets beskaffenhet i övrigt. För beräkningar kan härvid de ekvationer användas som angivits i tidigare Bedömningsgrunder för sjöar och vatten-drag102 tillsammans med en ytterligare, kompletterande ekvation enligt nedan. Alla samband förväntas ge låga skattningar och det högsta värdet som erhålls enligt ekvatio-nerna (1) – (5) och (6 ) – (10) bör nyttjas som jämförvärde. Undantag gäller vid en sjöprocent mindre än eller lika med 2, där ekvation (2) och (7) ej bör tillämpas.

TPjfr (kg P/ha,år) =

0,002 · x1 + 0,015 (1)

(0,10 · x2 + 1,2) / (5 · x2 + 12) (2)

0,91 · x3 · 10–3 + 0,02 (3)

2,45 · x4 · 10–3 + 0,024 (4)

3,15 · x1 · 10–4 · (5 + 60 · x5) (5)

TNjfr (kg N/ha,år) =

102 Naturvårdsverket. Bedömningsgrunder för sjöar och vattendrag. Allmänna råd 90:4 (1990).


79

0,018 · x1 + 0,85 (6)

–0,023 · x2 + 1,25 (7)

0,008 · x3 + 0,85 (8)

0,03 · x4 + 0, 90 (9)

3,15 · x1 · 10–4 · (125 + 500 · x5) (10) där x1 = specifik avrinning (l/km2,sek)

x2 = sjö-procent i avrinningsområde

x3 = arealspecifik förlust CODMn (kg/ha,år)

x4 = arealspecifik förlust kisel (kg/ha,år)

x5 = flödesvägd medelabsorbans 420 nm (abs f420/5)

I det nya sambandet (5, 10) nyttjas vattnets absorbans mätt på filtrerat vatten (0,45 µm membranfilter) i 5 cm kuvett vid 420 nm våglängd. Absorbansen (abs f420/5) kan också (med beaktande av osäkerheten) beräknas genom att multiplicera vattenfärg (mg Pt/l) med 0,002.

CODMn beräknas ur permanganattal genom division med 3,95. I vissa situationer kan något av sambanden vara olämpligt att använda. Organisk

förorening kan sålunda höja halten av syreförbrukande organiska ämnen, vilket gör användning av COD olämplig. Om föroreningen består av huvudsakligen ofärgade ämnen kan absorbanssambandet (5, 10) ge bättre ledning. Detta bör i sin tur undvikas där vattenfärgen befaras vara antropogent förhöjd t ex i samband med utsläpp från cellulosa-industri, lakvatten från soptippar eller vid ev ökade humusförluster i samband med skogsbruksåtgärder. Även kisel (4, 9) kan vara antropogent påverkad t.ex. genom haltsänkning på grund av eutrofiering, vilket får speciellt genomslag i sjörika vattensy-stem.

R a p p o r t 5 2 8 8

Miljökvalitetsnormer för fosfor i sjöar I Sverige finns idag minst 780 övergödda sjöar. Övergödningen orsakas genom ökad tillförsel eller tillgänglighet av näringsämnen, framförallt fosfor. På sikt kan övergöd-ningen leda till ändrad artsammansättning och minskad biologisk mångfald. Den kan även innebära ett hot mot människors hälsa. Miljökvalitetsnormer för fosfor i sjöar skulle kunna bromsa denna negativa utveckling. Naturvårdsverket har fått i uppdrag av regeringen att utreda förutsättningarna för detta.

Till denna rapport hör tre underlagsrapporter; Åtgärds- och konsekvensanalys för införandet av miljökvalitetsnormer för fosfor i sjön Glan, NV rapport 5289, Åtgärder och kostnader för minskade fosforutsläpp från enskilda avlopp, industri m.m. till sjön Glan, NV rapport 5290 samt Åtgärder och kostnader för minskad fosforutlakning från jordbruksmark till sjön Glan, NV rapport 5291.

Rapporten utgör delredovisning av ett regeringsuppdrag med uppgift att utreda förutsättningarna för miljökvalitetsnormer för vattenkvalitet (övriga delrapporter i uppdraget är nr 5180, 5287, 5292, 5293 och 5294). Rapporten riktar sig främst till regeringen, men även till de myndigheter som berörs av genomförandet av EU:s ramdirektiv för vatten (dir 2000/60/EG) samt andra intresserade. ISBN 91-620-5288-8.pdfISSN 0282-7298 NATURVÅRDSVERKET

Documents

Miljökvalitetsnormer för fosfor i sjöarMiljökvalitetsnormer för fosfor i sjöar Redovisning av ett regeringsuppdrag Rapport 5288 · juni 2003 Efter den 1 juli 2011 ansvarar Havs-