MKN F l . d e n underlag 5293 - Naturvårdsverket€¦ · Title: Microsoft Word - MKN_F l . d e n_underlag_5293.doc Created Date: 7/1/2003 2:27:55 PM

Flöden i vattendrag Bakgrundsrapport till Miljökvalitetsnormer för flöden/nivåer i rinnande vatten - redovisning av ett regeringsuppdrag (NV rapport 5292)

R a p p o r t 5 2 9 3 · 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]

www.havochvatten.se/publikationer

Flöden i vattendrag Bakgrundsrapport till Miljökvalitetsnormer för

flöden/nivåer i rinnande vatten – redovisning av ett regeringsuppdrag (NV rapport 5292)

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 91-620-5293-4.pdf ISSN 0282-7298

© Naturvårdsverket 2003 Elektronisk publikation

Flöden i vattendrag

1

Förord - Naturvårdsverket Sedan början av 1998 finns på Naturvårdsverket ett verksprojekt vid namnet Miljökvalitetsnormer. Projektets verksamhet har utgått från två på varandra följande regeringsuppdrag med syftet att ta fram förslag till miljökvalitetsnormer enligt miljöbalken, med utgångspunkt från krav i EG-direktiv samt utifrån särskilda nationella problemställningar.

Föreliggande underlagsrapport som är framtagen på uppdrag av Naturvårdsverket utgör underlagsrapport till huvudrapporten Miljökvalitetsnormer för flöden/nivåer i rinnande vatten, NV rapport 5292, i vilken förutsättningarna för miljökvalitetsnormer för flöden i vattendrag utretts. Underlagsrapporten är författad av SwedPower AB och författarna ansvarar själva för innehållet.

Stockholm i juni 2003

Naturvårdsverket


2

Innehållsförteckning

Förord - Naturvårdsverket ......................................................................................................................1

Innehållsförteckning ..................................................................................................................................2

1. Inledning .................................................................................................................................................5

1.1 Miljökvalitetsnormer..........................................................................................................................5

1.2 EG-direktiv ........................................................................................................................................5

1.3 Regeringens uppdrag till Naturvårdverket ........................................................................................6

1.4 Naturvårdsverkets uppdrag till SwedPower AB ................................................................................6

1.5 Allmän problemorientering ...............................................................................................................6

1.6 Föreliggande rapport ........................................................................................................................7

2. Vattendragen och deras hydrologi ........................................................................................................9

2.1 Inledning............................................................................................................................................9

2.2 Vattendragens omfattning och storlek ...............................................................................................9

2.3 Processer av betydelse för avrinningen...........................................................................................12

2.4 Klimatets betydelse för flödesregimerna i landet ............................................................................15

3. Människans vattenintressen ................................................................................................................18

3.1 Inledning..........................................................................................................................................18

3.2 Vattenreglering................................................................................................................................18

3.3 Vattenuttag.......................................................................................................................................22

3.4 Vattendraget som recipient..............................................................................................................24

3.5 Fiske och fiskodling .........................................................................................................................25

3.6 Rekreation och friluftsliv .................................................................................................................26

3.7 Markanvändning..............................................................................................................................26

3.8 Motsättningar mellan olika intressen ..............................................................................................28

4. Ekologiska effekter av flödesändringar..............................................................................................31

4.1 Effekter av naturligt varierande flöden............................................................................................33

4.2 Effekter av artificiellt förändrade flödesregimer .............................................................................35

4.3 Vattenflödets betydelse för olika grupper av djur och växter ..........................................................38

5. Utveckling av normer och hantering av flöden i Sverige och utomlands ........................................42

5.1 Normbildning för flöden i ett internationellt perspektiv ..................................................................42

5.2 Arbetssätt för bestämning av normerande flöden ............................................................................43


3

5.3 Översikt av praktiskt tillämpade metoder ........................................................................................46

5.4 Användning av flödesnormer och metoder utomlands.....................................................................53

5.5 Internationella vattendrag ...............................................................................................................58

5.6 Övergripande slutsatser om begrepp och parametrar vid karakterisering av flödesförhållanden..60

6. Förslag till framtida hantering............................................................................................................71

6.1 Det breda perspektivet på normbildningen......................................................................................71

6.2 Inga enhetliga internationella förebilder.........................................................................................74

6.3 Regionala skillnader inom landet ....................................................................................................74

6.4 Vattendragens status styr normernas utformning?..........................................................................75

6.5 Kan flödesregimen och dess betydelse beskrivas på ett entydigt sätt? ............................................79

6.6 Dimensionering av flöden................................................................................................................80

Referenser .................................................................................................................................................84

Bilaga 1. Beskrivning av lågflödesproblem inom Sydvatten ABs vattentäkter...........................97

Bilaga 2. Beskrivning av lågflödesproblem inom Emån ...............................................................98


4


5

1. Inledning

1.1 Miljökvalitetsnormer Miljökvalitetsnormer (MKN) är ett nytt styrmedel som introducerades i miljöbalken. I 5 kapitlet 2 § första stycket står att:

”Miljökvalitetsnormer 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.”

Miljökvalitetsnormer är utformade som gränsvärden för godtagbar miljökvalitet och det är regeringen som beslutar om nya normer genom en förordning. En miljörelaterad norm kan gälla i ett avgränsat geografiskt område eller i hela landet. En norm kan an-vändas både i förebyggande syfte och för att i efterhand försöka komma tillrätta med uppkomna miljöproblem.

Miljökvalitetsnormer utgör ett mycket kraftigt rättsligt instrument då kraven är absoluta och sätts utifrån vad miljö (och människa) tål utan hänsyn till ekonomiska faktorer. Framtagande av miljökvalitetsnormer skall enligt miljöbalkens förarbeten baseras på vetenskapligt underbyggda fakta och kan endast utfärdas för mätbara mål och storheter.

1.2 EG-direktiv I Ramdirektivet för vatten (2000/60/EG) anges ramar för åtgärder på vattenpolitikens område, vilket bl a omfattar skyddet av inlandsytvatten (sjöar och vattendrag). I artikel 1 definieras syftet med direktivet, vilket med inriktning mot vattendrag kan sammanfattas med:

�� hindra ytterligare försämringar och skydda och förbättra statusen

�� främja en hållbar vattenanvändning baserad på långsiktigt skydd

�� eftersträva ökat skydd och förbättring av vattenmiljön.

Habitatdirektivet (1992/43/EEG) utgör också en grund inför detta arbete.

Arbetet med att utveckla miljökvalitetsnormer inom detta område kan således anses vara en metod att uppfylla ramdirektivets syften.


6

1.3 Regeringens uppdrag till Naturvårdverket ”Naturvårdsverket ges i uppdrag att föreslå miljökvalitetsnormer för nitrat i grundvatten, tungmetaller och fosfor i utvalda sjöar, tungmetaller i utvalda vattendrag, flöden/nivåer i utvalda rinnande vatten, miljögifter 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 Naturvårdsverkets regleringsbrev för år 2000. Modifierat genom regeringsbeslut per den 19 juni 2002 och den 18 juni 2003..

Som en följd av regeringsuppdraget har Naturvårdsverket organiserat verksprojektet miljökvalitetsnormer inom vilket miljökvalitetsnormer för flöden (MKN-F) bedrivits som ett särskilt projekt. Syftet med projektet har efter en modifiering av regeringsuppdraget varit att undersöka om miljökvalitetsnormer för flöden kan vara ett fungerande styrmedel för att bidra till ekologiskt hållbara flödesnivåer i vattendrag.

1.4 Naturvårdsverkets uppdrag till SwedPower AB I juni 2001 tecknades ett ramavtal avseende MKN-F mellan Naturvårdsverket och SwedPower enligt vilket SwedPower skall bistå med expertråd till Naturvårdsverket samt genomföra uppdrag inom områdena

�� vattenplanering

�� limnologi/fiskevård, med betoning på hur flöden/nivåer påverkar biota

�� samverkans- och beslutsprocesser, med involvering av nyttjarna

�� modellering och simulering av fysikaliska och biologiska förhållanden i svenska älvar och vattendrag.

I enlighet med avtalet har denna bakgrundsrapport avropats samt i begränsad omfattning rådgivning avseende samverkans och beslutsprocesser, samt utarbetande av ett förslag till arbetsplan för undersökningar med habitatmodellen i Bodanäsaån i Emån.

1.5 Allmän problemorientering Av det inledande avsnitten framgår att både det gemensamma europeiska ramverket och den svenska lagstiftningen lägger grunden för och möjliggör framtagande av styrmedel som kan utformas för att erhålla förbättrade ekologiska och vattenkemiska förhållanden i svenska vattendrag.

Sverige är ett land som är långsträckt i nordsydlig riktning med relativt stor spännvidd vad gäller klimat och väderförhållanden. Dessa skillnader avspeglas i de olika


7

flödesregimer som dominerar i de norra respektive södra delarna av landet. I de norra delarna av landet är vidare de fysiografiska förhållandena sådana att relativt omfattande avrinningsområden och älvar förekommer. I landets södra delar är terrängen mer småbruten och de begränsade avstånden till kust innebär att vattendragen vanligen är mindre. Regionala skillnader förekommer således.

I ett internationellt perspektiv kan Sverige som helhet betraktas som ett gynnat land vad gäller tillgång till rent vatten och frånvaro av allvarligare motsättningar och konflikter inom vattenområdet. Detta innebär dock inte att olika intressen helt och fullt kan få sina behov tillfredställda. Således förekommer exempelvis i södra Sverige behov av att göra avvägningar mellan jordbrukets bevattningsönskemål och nödvändigt flöde i vattendragen utifrån ekologiska krav. I norra Sverige föreligger motsvarande avvägningsbehov mellan vattenkraften och fritidsfisket. I andra fall kan avvägningar behöva göras med avseende på behoven för dricks- och processvatten, vattendragen som recipient samt rekreation och turism.

I ett internationellt perspektiv, med länder och regioner där vattentillgångar är mer begränsade än här, kan man förvänta sig att metoder och arbetssätt också är mer utvecklade än de nu är i Sverige.

Som antytts ovan är det ibland miljömässiga och ekologiska faktorer som reser krav på förhållandena i vattendragen. Den alltigenom dominerande frågeställningen är förknippad med olika former av vattenbrist. Således är vi bekanta med begrepp som minimitappning, som syftar till att säkerställa grundläggande ekologiska funktioner i vattendragen i samband med vattenreglering. Sådana minimitappningar är produkten av en förhandling i vattendomstolen mellan de motstående intressena vattenkraft och fritidsfisket. I andra fall är det inom ramen för vattenvårdsförbund eller liknande som motsvarande överenskommelser träffats mellan intressenterna.

Det råder alltså stora klimatologiska, topografiska och biologiska variationer inom landet och svenska vattendrag uppvisar ett extremt brett spektrum vad gäller grad av mänsklig påverkan; från i det närmaste naturliga förhållanden till utslagning av de flesta ursprungliga organismer. Att i ett land med så heterogen miljökvalitet utveckla universellt gångbara normer utan att alltför mycket begränsa ett nödvändigt utnyttjande av naturresurser, innebär betydande utmaningar.

1.6 Föreliggande rapport Föreliggande rapport syftar till att ge en sammanfattning som översiktligt sammanställer dagens erfarenheter och kunskaper om problem kopplade till låga flöden/nivåer i vatten-drag. Den kommer därmed att utgöra en bakgrund för projektets övriga delar som redovisas separat.

En viktig del av rapporten utgör den relativt omfattande referenslistan, som bedöms täcka in ämnesområdet väl. I övrigt har ett mål varit att inte belasta rapporten med alltför mycket text som skulle innebära en upprepning av tidigare publicerat material. Som en hjälp för läsaren har de referenser som bedömts som viktigast - 11 st - särskilt


8

markerats i litteraturlistan, som återfinns i slutet av rapporten. Dessa utgör således det naturliga nästa steget för den som önskar fördjupa sig ytterligare inom ämnesområdet.


9

2. Vattendragen och deras hydrologi

2.1 Inledning Följande beskrivning av de svenska vattendragen och deras hydrologi syftar till att belysa de naturgivna förutsättningarna och bedöms ge bakgrund och perspektiv till arbetet med att ta fram miljökvalitetsnormer.

Det är i huvudsak tre aspekter som tas upp:

�� vattendragens omfattning och storlek

�� de viktigaste processerna som bidrar till avrinning

�� beskrivning av flödesregimer för olika delar av landet.

Mänskliga aktiviteter i vattendrag och avrinningsområden behandlas senare i rapporten.

2.2 Vattendragens omfattning och storlek Sverige har indelats i 119 huvudavrinningsområden. Dessa utgörs av avrinningsområden, som mynnar i havet eller avrinner mot Norge och har en yta som överstiger 200 km2. Landets största huvudavrinningsområde utgörs av Göta älv, som har en sammantagen yta om ca 45 000 km2. De stora älvarna och deras avrinningsområden presenteras i Figur 2.

För att ytterligare beskriva vattendragen har i Tabell 1 nedan sammanställts areal- och antalsuppgifter för några utvalda vattendrag. De är med början i söder Genevadsån, Emån, Nyköpingsån, Dalälven och Umeälven, vilka representerar olika delar av landet och olika storleksklasser. Uppgifterna är hämtade från en äldre rapport (SMHI, 1985) och ingår i det svenska vattendragsregistret som förvaltas av SMHI.

Att tabellen inte redovisar några vattendrag i den minsta storleksklassen för Umeälven torde ha sin grund i att terrängförhållandena är sådana och kanske också i att mindre vattendrag inte har lika stor betydelse i befolkningens ögon i dessa delar av landet. Sammantaget omfattar ovan nämnda publikation ca 5 000 identifierade vattendrag, vilket kan ses som en bruttolista på de objekt som kan vara i fokus för miljökvalitets-normer för flöden. En ytterligare beskrivning kan ges av att ett avrinningsområde med ytan 50 km2 typiskt sett kan antas innehålla ett vattendrag som är ca 10 km långt. Till detta kan läggas ett antal biflöden med uppskattningsvis samma totallängd. I Figur 1 redovisas hur exempelvis Nyköpingsån kan indelas i delavrinningsområden.


10

Tabell 1. Vattendragens storleksfördelning i fem huvudavrinningsområden

Storleksfördelning i km2 A B C D -

Vattendrag Yta km2

Antal ingåendevattendrag

(se tabellnot) större än 10 000

1 000 -10 000

100 - 1 000

mindre än 100

ingen uppgift

Genevadsån 260 14 1 5 8

Emån 4 441 63 1 12 14 36

Nyköpingsån 3 592 40 1 6 12 21

Dalälven 28 921 288 1 5 75 125 82

Umeälven 26 568 72 2 3 55 0 12

Antal ingående vattendrag utgörs av i princip av de som är större än 50 km2. Det stora flertalet av dessa har namn och uppfattas således som individuella vattendrag. Uppgifterna i tabellen är ungefärliga.

Figur 1. Nyköpingsåns delavrinningsområden (Källa: PC-Atlasen)

Tillrinningsområdenas storlek är av stor betydelse för flödenas variation och uthållighet, vilket beskrivs i det följande.

Ett sätt att översiktligt beskriva flödesregimen i ett vattendrag är att ange de karakteristiska vattenföringarna. Dessa baseras i första hand på vad som faktiskt uppmätts i vattendraget vanligen uttryckt som dygnsmedeltal. I andra hand kan beräkningar genomföras där mätningar i närliggande och likartade vattendrag utnyttjas. De karakteristiska vattenföringarna omfattar den lägsta vattenföring som uppmätts i vattendraget (LLQ), medeltalet av varje års lågvattenföring (MLQ), medeltalet av alla dygnsmedelvattenföringar (MQ), samt motsvarande för höga flöden, medelhögvatten-föring (MHQ) och högsta högvattenföring HHQ.

I Tabell 2 har angivits de ungefärliga karakteristiska vattenföringar som kan förväntas i olika stora vattendrag. Storleksfördelningen liknar den som använts i Tabell 1. Medelvattenföringen har antagits vara 100 i alla storleksklasser för att jämförelsen av variationerna skall vara tydlig. Observera att värdena endast är indikativa.


11

En viktig slutsats av tabellen i detta sammanhang är för det första att flödesregimen, t ex uttryckt som kvoten mellan MLQ och MHQ, kan förväntas vara mer varierande i små vattendrag än stora. Den andra slutsatsen är att små vattendrag är mindre uthålliga än stora och därmed löper större risk för uttorkning.

I detta sammanhang kan det vara av intresse att lägga till en bild över den areella omfattningen av de avrinningsområden som undantagits från vattenkraftutbyggnad (Figur 3). Härtill skall också läggas ett antal vattendragssträckor med samma skydd. Vattendragen som skyddats i detta avseende utgör också en form av bakgrund inför ett arbete med miljökvalitetsnormer.

Tabell 2. De karakteristiska flödenas typiska variation i vattendrag av olika storlek

Storleksfördelning i km2

A B C D E

Karakteristiskt flöde större än 10 000

1 000 -10 000

100 - 1 000

10 - 100

mindre än 10

Lägsta lågvattenföring LLQ 15 10 6 3 0

Medellågvattenföring MLQ 60 50 40 25 10

Medelvattenföring MQ 100 100 100 100 100

Medelhögvattenföring MHQ 250 400 750 1000 1200

Högsta högvattenföring HHQ 500 800 1200 2000 3000

Värdena i tabellen baseras på SMHIs publikationer Vattenföring i Sverige i fyra delar. Värdena är ungefärliga och belyser inte skillnader i klimat och nederbördsförhållanden eller vattenreglering.


12

Figur 2. De stora älvarna och deras avrinnings-områden (Bergström 1994)

Figur 3. De skyddade vattendragens areella omfattning (SOU 1996:155)

2.3 Processer av betydelse för avrinningen Det hydrologiska kretsloppet beskriver hur vattnet cirkulerar i atmosfär, vegetation, mark, grund, vattendrag, sjöar och hav (Figur 4). Det finns ett antal processer involverade i denna cirkulation varav avdunstning, nederbörd, infiltration, magasinering och avrinning är några som kan vara av intresse i detta sammanhang. Snöackumulation och snösmältning behandlas i avsnitt 2.4.

Ur vårt perspektiv kan nederbörden sägas utgöra källan för det vatten som rinner i vattendragen. Nederbörd faller antingen som regn eller, vid låga temperaturer, som snö. Regnet faller antingen på marken eller på sjöar och vattendrag. I det senare fallet är påverkan på vattenstånd och flöden direkt. Av större omfattning är dock regnet som faller på markområden som utgör 91 % av landets yta, medan sjöar och vattendrag täcker resterande 9 %. När vattnet först hamnar på marken kommer dels en del av vattnet att försvinna till annat än avrinning, t ex växternas vattenbehov och avdunstning, och dels kommer genomslaget på avrinningen att fördröjas.


13

Figur 4. Det hydrologiska kretsloppet (Källa: Grip & Rodhe, 1985) Vatten magasineras naturligt på flera olika sätt. All magasinering fördröjer i olika tidskalor vattnets väg i det hydrologiska kretsloppet. Sjöar och vattendrag utgör kanske de mest uppenbara vattenmagasinen. Härtill kan läggas vatten som ligger magasinerad i mark och grund i de olika markslagen som förekommer i landet, t ex i myrmark, skogsmark och åkermark. Även växterna magasinerar en hel del vatten, dels mer långvarigt inne i cellstrukturen och dels kortvarigt i form av interception, som kan fånga upp till 10 % av små nederbördsmängder på blad och barr.

Sverige är sjörikt och magasineringen i sjöarna har stor inverkan på vattendragens flödesregim både under hög - och lågvattenperioder. Sjöarnas utjämnande effekt syns tydligt genom att flödestopparna dämpas och att lågvattenföringen blir högre och mer uthållig (Figur 5). Utjämningseffekten beror på hydrografiska samband mellan vattenstånd och den vattenmängd i sjöar, som lagras vid olika nivåer och i relation till utloppets kapacitet. Myrmarker har vanligtvis något mindre magasineringskapacitet än sjöar och avvattningen sker också långsammare beroende på hydrauliska förutsättningar.

Avdunstningen, som är proportionell mot vattenytans storlek, leder till vattenförluster för en sjö. Infiltration till grundvatten kan också innebära vattenförluster. I myrmarker är vegetationens evapotranspiration större än avdunstningen från en öppen vattenyta. Vattenförlusterna är därför större från myrmarker än från sjöar med samma yta.


14

T illrinn ingAv rinningV attenstånd

T id

Vatten-fö ring

Figur 5. Sjöarnas magasinerande och utjämnande effekt på vattenföringen. Avrinning från en sjö - mörkblå heldragen linje - dämpar och senarelägger tillrinningen - streckad linje. Detta leder till att vattenståndet i sjön - ljusblå heldragen linje - stiger.

I Figur 6 sammanfattas de hydrologiska processer som är av huvudsaklig betydelse för sjöarnas vattenbalans.

Morän är den dominerande jordarten i Sverige och utgör både ursprung och grund för stor del av dagens skogsmark. Genomsläppligheten i moränmark är normalt hög och då regnintensiteten samtidigt är relativt låg i Sverige, jämfört med till exempel tropiska länder, infiltreras (absorberas) normalt sett den nederbörd som faller, vilket leder till att avrinningen sällan äger rum ovanpå markytan. Vatten som infiltrerats rör sig i marken mot dalens nedre liggande delar och hamnar så småningom i bäckar. Processen tar betydligt längre tid när vattnet rör sig genom marken än på ytan och till följd av detta blir bäckarnas och vattendragens vattenregim jämnare än den ursprungliga nederbördens.

Olika delar av landet, avrinningsområden och naturtyper, är olika uppbyggda vad gäller ingående markslag och möjliga vattenmagasin. Vattnets väg till och längs vattendragen har i och med detta stor betydelse för flödesregimen.


15

Figur 6. Sjöarnas vattenbalans och hydrologiska processer

2.4 Klimatets betydelse för flödesregimerna i landet Sverige uppvisar till följd av sin utsträckning i nord-sydlig riktning relativt stora klimatologiska skillnader, både avseende nederbörd och temperatur, vilket sätter avtryck i flödesregimerna i olika delar av landet. Nederbördens fördelning över landet framgår av Figur 7. Således är närheten till Atlanten och den svenska fjällkedjan av stor betydelse då de dominerande vädersystemen västerifrån till stora delar avsätter nederbörden i landets västra delar eller i högt belägen terräng. Temperaturens fördelning över landet visas i figur 8. Figuren visar att gradienten över landet huvudsakligen är nord-sydlig. Även här finns dock en återkoppling till terrängförhållandena med lägre temperaturer i högt belägen terräng.


16

Figur 7. Nederbördens fördelning över landet 1961-90 Figur 8. Temperaturens fördelning över landet 1961-90

Årsnederbörd, mm200-400400-600600-800800-10001000-12001200-14001400-16001600-1800


17

Figur 9. Typiska hydrografer i södra och norra Sverige De klimatologiska förhållandena är av stor betydelse för flödesregimerna i landets olika delar. Viktiga processer i detta sammanhang är snöackumulation och snösmältning.

I norra Sverige kan så mycket som hälften av nederbörden falla i form av snö, varmed stora snötäcken successivt byggs upp då vintrarna innebär långa och sammanhängande perioder med låga temperaturer. Detta leder till långa perioder med naturligt låg vatten-föring.

Under vårens och sommarens snösmältning frigörs stora vattenmängder under kort tid, vilket leder till höga flöden främst i juni och juli i de oreglerade norrländska vattendragen. Från lägre liggande områden i skogslandet ned mot kusten äger snösmältningen rum tidigare vilket leder till flöden, ibland benämnda skogsflod eller hemflod, normalt i maj.

Man kan också konstatera att vatten som lagras i form av snö ofta ger större tillskott till ytvattenflöden än när samma mängd av vatten faller i form av regn, eftersom avdunstningen är mindre under den kalla årstiden jämfört med sommaren och hösten.

Vattendrag i södra Sverige uppvisar en betydligt jämnare vattenregim jämfört med Norrlandsälvarna, eftersom endast 10-20 % av årets nederbörd faller som snö under vintern och att snön smälter bort periodvis.

Det betyder att vattendragen får periodiska vattentillskott under vinterhalvåret och att vattenföringen därför blir mer balanserad sett över året. Sydsveriges vattendrag har normalt högflödesperioder i april och december-januari men maximal vattennivå inträffar i april. Lägsta flöden inträffar normalt under juli och augusti, som en följd av lite nederbörd och stor avdunstning.

Typiska hydrografer för förhållandena i södra och norra Sverige visas i Figur 9. I områdena däremellan kan det sägas föreligga en successiv övergång mellan de redovisade hydrograferna. Således råder exempelvis i Södra Norrlands och Svealands älvar högvattenflöden under maj månad, där också flöden under hösten kan vara höga till följd av regn.


18

3. Människans vattenintressen

3.1 Inledning Vatten används av människan för många ändamål. Den naturliga flödesregimen sammanfaller inte alltid i tiden med människans behov. Behoven kan utgöras av efterfrågan på elkraft som ställer krav på vattenkraftproduktion, vattenförsörjning avseende dricksvatten, industri och jordbruk, utsläpp och behov av utspädning av avloppsvatten, båtfart och andra intressen.

Som framgår av rubriken behandlar detta avsnitt människans intressen. Naturvårdens intressen formuleras inte explicit, utan anses implicit täckas in av de ekologiska aspekter avseende effekter av flödesändringar som behandlas utförligt i kapitel 4.

Människans intressen att utnyttja vattendragen kan således vara av olika slag och ett försök till att gruppera dessa är enligt nedanstående punkter:

�� reglering och styrning av flödet i vattendraget (vattenreglering)

�� uttag av vatten från vattendraget (vattenuttag)

�� utsläpp av process- och avloppsvatten till vattendraget (recipient)

�� fiske och fiskodling

�� rekreation och friluftsliv

�� markanvändning.

Vad gäller markanvändning är det flera som ser detta som en form av vattenanvändning, exempelvis Falkenmark (199x). I ett helhetsperspektiv är det därför lämpligt att även inkludera markanvändning som ett av människans vattenintressen.

I det följande beskrivs ovanstående vattenintressen med några olika exempel.

3.2 Vattenreglering Vattenreglering definieras i denna utredning som alla de aktiviteter som syftar till att förändra den naturliga variationen av vattenframrinningen i tid eller rum, inom ramen för vattendraget. I vattenreglering kan således inkluderas flera olika typer av ingrepp i vattendragen som


19

�� uppförande av regleringsdammar - oftast för vattenkraftändamål

�� rensningar som underlättar vattenframrinningen - i äldre tider oftast för flottning

�� uppförande av invallningar och dammar som förhindrar vattnets utbredning - oftast för att begränsa översvämningars omfattning

�� vattenavledning och vattenöverledning - oftast för vattenkraftändamål.

3.2.1 Reglering för vattenkraftändamål mm

Vattenkraften har som ett av sina främsta syften att producera el under den kalla delen av året när behovet av energi är störst. Därför sparas vårflodens vatten och tappningar från dammar minimeras under sommaren och hösten. Typiska skillnader mellan reglerade och naturliga flöden illustreras i Figur 10. Vissa stora vattenmagasin, till exempel Suorva med regleringsvolym om 5 900 miljoner m3 kan även tjäna som flerårsmagasin, dvs. har kapacitet att överföra vatten från vattenrika till vattenfattiga år.

Figur 10. Reglerad och simulerad naturlig vattenföring i Luleälvens nedre lopp (Bergström, 1994)

För ett vattenkraftverk är vattnet själva bränslet, som ägaren vill kunna disponera efter hur stor efterfrågan på elektricitet är. Det vattenregleringssystem, som byggs upp för ändamålet, har som viktigaste syfte att möjliggöra att man kan spara vatten; främst från vårfloden. Regleringsmagasinet fylls upp till dämningsgränsen med vatten, som sedan idealiskt tappas ut genom turbinerna i en takt, som minimerar behovet av att släppa spillvatten förbi turbinerna. Dimensioneringen av regleringskapaciteten är anpassad till den genomsnittliga vattenföringen under året och till de motstående intressen, som kan finnas. Turbiner går ofta på högvarv även under vårfloden för att utnyttja den höga avrinningen för kraftproduktion. Elförbrukningen sjunker emellertid kraftigt under den varma årstiden och bidrar till att tappningar kan reduceras för att spara vatten till vinterns uppgång i elbehovet.


20

Vattenreglering för vattenkraftändamål medför stora ingrepp i flödesregimen om regleringsgraden är hög. Regleringsgraden anger andelen av medelårsavrinningen som ryms i tillrinningsområdets regleringsmagasin. Den torde kunna utnyttjas som ett index på den ändring av den naturliga flödesregimen som regleringen utgör. De två älvarna med högst regleringsgrad vid mynningen är Lule- och Skellefteälven i norra Sverige med 72 respektive 60 %. Vattenkraftutbyggnaden och regleringsgraden minskar i omfattning söderut. I Ljusnan och Ljungan är således regleringsgraden 22 respektive 20 %. I södra Sveriges vattendrag är regleringsgraden ännu lägre.

För vattendragen tas fram normalplaner som baserat på givna tillstånd, erfarenhet och flödesstatistik beskriver hur regleringarna normalt bedrivs under ett år. Normalplanerna beskriver således förväntad vattentillgång, kraftproducenternas intresse och andra behov och/eller krav, till exempel vattenuttag för andra ändamål och miljöhänsyn. I den praktiska regleringen får sedan efter hand justeringar göras för att möta kortsiktiga avvikelser från det normala som mycket hög tillrinning eller förändringar på kraftmarknaden.

Historiskt har flottning varit av stor omfattning och inneburit relativt omfattande ingrepp i vattendragen både vad gäller uppförande av dammar samt rensning och byggande av rännor i vattendragen. Flottning har idag dock upphört som transportmedel inom skogsbruket. I och med detta har dock inte vattendragen återställts, utan dammar och rensningar vanligen kvar. Regleringsmöjligheterna som kvarvarande dammar erbjuder, utnyttjas till viss del för vattenkraftändamål.

3.2.2 Rensning och uträtning av vattendrag

För att öka genomsläppligheten i naturliga vattenvägar utförs rensningsarbeten och å- eller flodfåran kan t o m kanaliseras och omledas. Sådana arbeten genomförs regelbun-det eftersom flodfåran växer igen eller erosions- och sedimentationsprocesser minskar tvärsektionernas ytor med översvämningar av omkringliggande marker som resultat. Igenväxning och igenslamning medför låga flödeshastigheter och låg vattenomsättning och bidrar till försämringar av vattenkvalitén i samband med tillförsel av näringsämnen och utsläpp av avloppsvatten. I Sveriges slättbygder är kanalisering av vattendragen ett generellt fenomen och där förekommer också kulvertering, det senare med syftet att öka brukbara arealer och minska underhållsbehovet. Det finns i Sverige exempel på att invallningar för att minska översvämningar kring vattendrag numera regelbundet öppnas för att med kontrollerade översvämningar återfå ett ursprungligen rikt djurliv. Så är fallet i Klingavälsån, Skåne, vars årliga översvämningar före invallning skapade förutsättningar för den diversa faunan av våtmarksfåglar på Vombs ängar. Andra invallningar, längs t ex. Emån, vill jordbruksintresset tvärtom få förstärkta.

Följderna av rensningar blir att flödeshastigheten ökar och att vattenståndet blir lägre vid samma vattenföring. Detta kan vara speciellt märkbart vid låga flöden. En snabbare borttransport av vattnet och de ämnen, som finns lösta och suspenderade i vattnet, inne-bär att föroreningsbelastningen på kustområdena tilltar. Det finns numera en ambition att därför ånyo öka vattnets uppehållstid på land. Det sker emellertid sällan genom att återföra vattendragen till mer naturlig form. Istället anläggs våtmarker och s k buffertzoner i anslutning till vattendragen. Regelrätt restaurering av vattendrag förekommer i Danmark.


21

3.2.3 Invallning

Invallningar genomförs med syfte att förhindra översvämningar eller för att avgränsa ytvattenområdens utsträckning. Målet med invallningen av Vombsjön, som beskrivs närmare i Bilaga 1, var således att minska vattenytans storlek för att nedbringa förluster genom avdunstning och att avskära grunda delar av sjön för att motverka eutrofiering.

Invallningars påverkan på vattenregimer blir påtaglig vid höga flöden. Invallning minskar den naturliga magasineringskapaciteten i vattendraget och som följd ändras flödena snabbare och blir högre. Effekterna kan således sägas vara motsatta de som magasineringen i sjöarna innebär enligt Figur 5 ovan. Sambandet mellan vattenföring och vattenstånd ändras också, eftersom tvärsektioner blir smalare än tidigare och samma vattenföring därför bara kan expandera på höjden.

Invallningars påverkan på låga flöden kan yttra sig på så sätt att de lägsta flödena blir ännu lägre genom att den naturliga magasineringsförmågan begränsas. Myrmarkerna och de mindre sjöar, som kanske förekom utanför invallningen och som skulle ha gett ett tillskott till avrinningen, har avskurits från vattendraget. Grundvattnets inströmningsområde minskas också, eftersom vissa delar av floddalen, som regelbundet översvämmades tidigare, numera har torrlagts. Till följd av detta lagras mindre vattenmängd i akviferen, som normalt skulle ha kunnat bidra till högre basflöde under lågflödesperioderna.

3.2.4 Vattenavledning och vattenöverledning

Kraftproduktion eller andra ändamål av vattenanvändning medför, utöver behovet av magasinering av vatten, omfördelningar i rummet. Vatten tas ut från vattendraget på ett ställe, får passera genom kraftstationen, och efter leds användningen tillbaka, men då ofta till någon annan plats i samma vattendrag (Kulturvårdskommittén 1999). Målet med en sådan konstruktion är ofta att samla en tillgänglig, geografiskt utsträckt fallhöjd till en punkt, för att på detta sätt effektivisera den tekniska konstruktionen och maximera kraftutvinningen. Det kan vara ett avsevärt ingrepp, som berör nedströms liggande älvsträckor på många sätt. I den tidiga vattenkraftutbyggnaden har avledningar i många fall lett till att det ursprungliga vattendraget omvandlats till torrsträckor, som bara tas i anspråk vid spill genom dammarnas flodutskov. För att minska negativa effekter på naturen vid sådana förbiledningar införs bestämmelser om minimitappningar samt genomförs numera ofta s.k. biotopförbättringar, där bl a ingår anläggandet av grunddammar för att öka den vattentäckta arealen i den kvarvarande forsen.

Ett exempel på ett kraftprojekt där olika dessa miljöhänsyn tagits är Klippen i Umeälvens övre del (Figur 11). Kraftstationen (maskinstationen) får vatten genom en lång tilloppstunnel. Sträckan mellan intagspunkten i Överuman och utloppstunnelns mynning längre ner i älven uppgår till flera mil.


22

Figur 11 Klippens kraftstation. Översikt över vattenvägar och biotopåtgärder

Det finns även exempel på att vatten leds över från ett avrinningsområde till ett annat av samma anledning. Merparten av vattnet i Juktån, ett biflöde till Umeälven, går numera således i tunnlar till sjön Storuman i Umeälven; flera mil uppströms det naturliga sammanflödet. På det sättet kan vattnet utnyttjas i Umeälvens kraftstationer varvid behovet av kraftstationer i Juktån bortfaller.

3.3 Vattenuttag Vattenuttag görs för olika verksamheter som industriell verksamhet, kommunal vattenanvändning, jordbrukets bevattning och djurhållning, mm.

Vattenuttag kan göras från ytvatten som sjöar och vattendrag, eller från grundvatten genom brunnar. Genom anläggande av infiltrationsvattentäkter leds ytvatten ned i en vattenförande geologisk formation för att sedan pumpas upp. Avsikten är att genom detta rena och filtrera ytvattnet. Detta ger en blandning av yt- och grundvatten. Vattenbehovets fördelning i tiden kan skilja sig från den naturliga vattenregimen. Därför anläggs också vattenmagasin av olika storlek eller däms sjöar upp för magasinering inför kommande behov av vattenförsörjning.

SCBs vattenanvändningsstatistik för 1995 redovisar vattenanvändning för användar-grupperna industri, hushåll, jordbruk och övrigt (SCB 2002). Denna statistik täcker ca 10 000 industrier, ca 90 000 jordbruksföretag, ca 7,5 milj individer anslutna till kommunal vattenförsörjning, medan glesbygdsbefolkningen uppgår till ca 1 milj. Vidare anges att det finns drygt 2 100 vattenreningsverk. I Figur 12 ochTabell 3 redovisas statistiken översiktligt.


23

Götaland

Svealand

Norrland

Figur 12. Vattenanvändningen per län (cirkelns storlek motsvarar användningens

storlek. Färger förklaras i tabellen nedan)

Tabell 3. Vattenanvändningen i Sverige

Vattenanvändning i miljoner m3

Region

Hushåll

(blå)

Jordbruk

(grön)

Industri

(röd)

Övrig användning

(grå)

Norrland 131 11 1 096 65

Svealand 349 51 810 180

Götaland 137 75 336 60

Totalt 616 137 2 242 305

Värdena i figuren och tabellen baseras på SCBs officiella vattenanvändningsstatistik

Som framgår av statistiken från SCB är den industriella användningen den volymässigt största följt av hushåll och jordbruk som den tredje största användningen. De gröna cirkelsektorerna visar att jordbrukets behov är som störst i södra delarna av landet. Tyvärr var det inte möjligt att erhålla information över fördelningen på yt- resp grundvatten från SCBs hemsida.

Påverkan av vattenuttag på den naturliga vattenregimen är generellt sett betydligt större i södra Sverige, där vattenresurserna är begränsade och vattenbehovet relativt stort, än i


24

norra delen av landet, där vattenresurserna är stora och behovet av vatten mindre. Några avrinningsområden med avsevärda vattenuttag är Kävlingeåns i Skåne och Emåns i Småland.

Ett av de största enskilda vattenuttagen görs i Skåne för att förse Vombverket och Ringsjöverket med råvatten (figur 13). Syftet är att förse 650 000 människor och industrin inom i stort sett hela regionen med färskvatten (Iritz m.fl. 1999). För ändamålet har Sydvatten AB bildats som ägs av tolv västskånska kommuner.

Vombverket producerar årligen drygt 33 miljon kubikmeter dricksvatten. Vattnet utvinns som konstgjort grundvatten genom infiltration av vatten från Vombsjön.

I systemet ingår en drygt 80 km lång bergsprängd tunnel till sjön Bolmen i Lagans tillrinningsområde i Småland, genom vilken vatten överförs söderut. Björkaån är det största vattendrag som mynnar i Vombsjön och Kävlingeån leder bort restvattnet från sjön till Lommabukten strax norr om Bjärred.

Figur 13. Sydvattens vattentäkter och anläggningar

3.4 Vattendraget som recipient Om avloppsvatten släpps ut i ett vattendrag kan ett visst basflöde vara nödvändigt för att föroreningskoncentrationen skall hålla sig under föreskrivna gränsvärden. Kopplingen mellan vattenföring och villkoren för sådana utsläpp kan i Sverige, trots stränga reningskrav, fortfarande vara viktig. Förhållandet kan vara permanent eller variera med


25

tiden. Utsläpp kan således vara tillåtna vid tillfällen, när flödesförhållandena är gynn-samma. Sådana situationer kräver noggranna avvägningar för att man å ena sidan skall kunna minimera onödiga tappningar under den varma årstiden, och för att å andra sidan uppfylla normerna för godtagbar vattenkvalitet.

De ämnen, som numera når vattendragen i skadligt höga koncentrationer, tillförs till övervägande delen genom diffus spridning till och deposition från atmosfären och genom avrinning från skogs- och jordbruksmark och från urbana miljöer. Utsläpp från industrier är reglerade i specifika tillstånd. Det gäller också utsläpp från gruvindustrin. När det gäller speciellt sedimentations- och utjämningsbassänger vid gruvor finns en stark koppling mellan hydrologi, teknik och miljökvalitet.

Vattendragens betydelse som recipienter för bortledning av diverse avfallsprodukter har minskat med åren; dels beroende på förbättrad rening av avloppsvatten; dels på grund av att användningen av särskilt problematiska kemikalier har upphört eller minskat.

3.5 Fiske och fiskodling Fisket, inklusive sportfisket, har ett stort intresse av att fiskbeståndet svarar upp mot de fångstkrav som finns. Vattentillgång och flödesregim är faktorer som har betydelse i detta sammanhang. Fiskeintresset medför i sig självt inte några större förändringar av flödet i vattendragen. I lokal skala kan dock finnas att intresse att genomföra biotopåtgärder och iordningställa plaster lämpliga för fiske.

Sportfisket har ofta sammanknippats med ett ekologiskt eller naturvårdsperspektiv med en strävan att bevara rådande förhållanden. Sportfisket är idag så omfattande att tillgängliga naturresurser är otillräckliga. Det gäller inte minst sportfiske efter laxartad fisk i strömmande vatten. De stora ekonomiska intressena av sportfisket gör att olika initiativ för att utveckla sportfisket är i tillväxt.

Fiskodlingars intresse av vattenförsörjning är snarlika övriga användares och kopplar till behovet av gott vattenutbyte i odlingsbassänger såväl som till vattenkvalité. Risken för att förhållandena i dessa hänseenden blir otillfredsställande sammanfaller i tiden med konkurrerande vattenanvändares ökade anspråk.

Fiskodlingar och konstgjorda s.k. put-and-take fisken på land använder vatten för att tillföra fräscht vatten och kompensera för avdunstning. Uppfyllning av dammarna sker genom att en viss vattenmängd tas ut ur det naturliga kretsloppet och släpps tillbaka vid ett senare tillfälle eller längre ner i systemet. En sådan odlingsdamm verkar som ett vattenmagasin. Vatten som används till vattenbyte i dammar förs alltså till stor del tillbaka till det naturliga hydrologiska kretsloppet, möjligen med undantag av den ökade avdunstningen. Fiskodling i bassänger på land har dock aldrig haft någon större utbredning i Sverige.

Vandringsfiskar, i synnerhet lax och havsöring, som lämnar sötvatten för att äta upp sig i havet, återvänder som vuxna för att leka i vattendrag som mynnar vid kusten. Fiskarnas reproduktion beror bland annat på hur gynnsam flödessituationen under lekvandringen är. Alltför låga flöden kan skapa vattenbrist i forsar och fall, som fisken


26

behöver passera för att nå lekplatserna. Efter leken krävs goda betingelser för att ägg och yngel skall kunna utvecklas. Lekvandringen hos nämnda arter sammanfaller med sensommarens och höstens lågvattenföring.

Vattenföringens betydelse för stationär fisk, eller sådana fiskar som vandrar inom vattendraget, är inte lika lätt att beskriva.

3.6 Rekreation och friluftsliv Rekreations- och friluftslivsintresset kan beskrivas i termer som liknar fiskets, dvs. att de i huvudsak inte medför någon större påverkan på vattendragen och flödesförhållandena. Även dessa intressen är sammankopplade med ett naturvårdsperspektiv som ofta verkar i bevarande riktning.

De aktiviteter som kan inrymmas under denna rubrik omfattar dels sommaraktiviteter som forspaddling, kanotpaddling, båtfart, vandring, bad, bärplockning och dels vinter-aktiviteter som skidåkning, färder med snöscooter. Vinteraktiviteterna kan vara mycket beroende av isläggning och isförhållanden.

Fritt strömmande vatten med forsar och vattenfall är attraktiva för friluftslivet, men det är också många andra faktorer, som avgör hur frekventerat ett område blir; t.ex. tillgänglighet och möjlighet till fiske.

3.7 Markanvändning

3.7.1 Skogsbruk

Skogsbruket är den areellt sett mest omfattande näringen i landet. Skogsbruket omfattar ett flertal olika aktiviteter som kan utgöra en påverkan på vattendragen. Dikning är en skogsbruksåtgärd som inriktas direkt för att påverka vattenförhållandena i skogsmarken.

Dikningars syfte är att minska grundvattennivå och därmed främja skogstillväxten. Det har utförts omfattande dikningsarbeten i Sverige och en lång rad undersökningar har varit inriktade på att klargöra dikningars effekter på det hydrologiska kretsloppet (Iritz m. fl. 1999). Det är inte lätt att dra generella slutsatser från dessa studier, eftersom effekterna har visat sig bero på lokala förhållanden som i sig varierar mycket. Rent generellt kan man dock konstatera att de minsta flödena tenderar att bli ännu lägre efter dikning. Orsaken är att dikning medför snabbare tömning av den del av akviferen som fylls på av regn och/eller snösmältning och som annars skulle ha avvattnats under torra perioder. Till följd av dikningen har dessa avrinningsområden därför mindre grundvattenresurser i början av torra perioder. Vattenflödet i bäckar sjunker under det som skulle råda under naturliga förhållande. En annan ändring i bäckarnas regim är att även tillfälliga flödestoppar i samband med regn, som observerats före dikningen,


27

numera uteblir. Orsaken är att grundvattenytan efter dikning snabbt sänks till dräneringsnivåns nedre gräns och att avdunstning därefter ytterliga sänker grundvattenytan. Därför behövs mer regn för att grundvattnet ska nå en höjd där avrinningen börjar.

Det är viktigt att framhålla att effekter av dikningsföretag bara kan påvisas i små avrin-ningsområde upp till några km2. Anledningen till att man har svårt att belägga effekter i större områden är att andelen dikad mark vanligen är liten i stora avrinningsområden. Om ett avrinningsområde bara är dikat på en relativt liten del sjunker förändringarnas inflytande på den totala flödesmängden så att de hamnar inom mätningarnas felmarginal.

Undersökningar av kalhuggningars hydrologiska effekter har varit föremål för omfattande rapportering i facklitteratur (Brandt m.fl. 1988). Trots detta är det svårt att ge entydiga svar på frågan i vilken riktning flödet ändras i bäckar när skogen avverkas. Problemet är att flera processer deltar och verkar i olika riktningar. Vissa undersökningar bekräftar att skogar ger jämnare vattenföring. Snösmältningen blir t ex mindre intensiv och infiltration av regn utgör en dämpande effekt i skogslandskap. Efter avverkningen kan ytavrinningen bli mer intensiv; infiltration till grundvatten därmed mindre samtidigt som evapotranspirationen minskar. Den sammanlagda effekten av dessa fenomen kan kompensera varandra. Ändringar i det hydrologiska kretsloppet är små och kan observeras bara i mycket små avrinningsområden.

Skogstillväxten har varit kraftig i Sverige under de senaste decennierna. Den ökade biomassan medför större avdunstning och i sin tur minskad vattentillgång i vattendrag. En rad undersökningar har gjorts för att studera detta fenomen, men effekterna har varit svåra att påvisa. Orsaken till att effekterna är kamouflerade kan, som när det gäller avskogning, bero på att delprocesser verkar i motsatta riktningar och att förändringar ligger inom felmarginalen med tillgängliga undersökningsmetoder.

3.7.2 Jordbruk

Jordbrukets påverkan på hydrologiska förhållanden har varit mångfaldig. Stora arealer har dikats, sjöar och våtmarker har torrlagts och vattendrag rätats ut och kulverterats (Bergström 1994). Bakom invallningar ligger idag stora odlingsarealer på nivåer som är lägre än vattennivåerna i närliggande sjöar och vattendrag. De avvattnas och/eller bevattnas idag med hjälp av pumpstationer.

Som när det gäller skogsbruket verkar aktiviteter inom jordbruket i olika riktningar och med variationer i tiden, som beror på lokala förhållanden. Ytvattenavrinning fördröjs och infiltration ökar på plöjd mark. Vissa grödor har stort vattenbehov. Ändringar i markanvändningen vid till exempel övergång från spannmål- till energiskogodling kan betyda sänkningar av låga flöden p.g.a. energiskogens stora vattenbehov (Iritz m.fl. 1996). De här faktorerna påverkar vattenföringen i dämpande riktning. Däremot verkar dräneringen åt motsatt håll, dvs. förstärker sambandet mellan vattentillskott vid regn och/eller snösmältning och avrinning. Avrinningen ökar således hastigare än under naturliga förhållanden när regn och snösmältning har startat. Förlusterna till avdunstning blir mindre eftersom vattnet infiltreras snabbt. Dräneringens betydelse för låga vattenflöden beror på omständigheterna. Den naturliga magasineringskapaciteten i


28

marken mellan ytan och dräneringsrören är kraftigt reducerad. Dräneringen avleder snabbt regnet och/eller smält snö och grundvattennivån sjunker kring dräneringsrör. Efter långa perioder av torka sjunker grundvattnet ytterligare. När regn faller höjs grundvattennivån till dräneringsrör och avrinningen kommer snabbt igång. Avrinningen avtar emellertid lika snabbt efter regnet. Resultatet blir att antalet små flödestoppar minskar under sommaren i jordbruksbygder och att flödenas form blir mer komprimerad.

3.8 Motsättningar mellan olika intressen Olika intressen har enligt ovan olika krav och medför olika typer av konsekvenser till följd av utnyttjandet av vattenresursen. I många fall leder detta till motstående intressen mellan olika sätt att nyttja vattenresurser. Således kan exempelvis föreligga motsätt-ningar mellan vattenkraft och sportfiske, samt mellan jordbrukets bevattningskrav och industriella behov.

I generella termer kan ett konstant motsatsförhållande sägas råda mellan bevarande av naturliga vattendrag och deras utnyttjning för olika ändamål. Ibland gäller motsats-förhållandena utnyttjade vattenmängder, men många gånger handlar motsatsförhållan-dena om andra förhållanden som vattenuttag åstadkommer. Det görs dock inte något försök att i detta sammanhang utvärdera de ekologiska konsekvenserna av människan intressen, utan hänvisning görs återigen till kapitel 4 där en genomgång görs av de ekologiska effekterna av flödesändringar.

Ur en administrativ synpunkt är vattenföretag normalt sett tillståndspliktiga. Tillstånd meddelas numera av miljödomstolarna enligt miljöbalken. Givna tillstånd är normalt utformade så att tillståndshavaren kan bedriva sin verksamhet inom vissa fysikaliskt och tidsmässigt angivna gränser. I prövningen görs en vägning mellan motstående intressen och konsekvenser för naturmiljön och ekologiska förhållanden. Idag föreligger tydligare krav än förr på att genomföra miljökonsekvensbeskrivningar i samband med ansökan om vattenföretag.

En del av människans vattenintressen innebär att vatten tas ut från vattendraget och faktiskt förbrukas medan andra att vattenresursen endast tillfälligt tas i anspråk. När vattendragen utnyttjas som recipient tillkommer frågor rörande vattnets kvalitet avseende kemiska och biologiska parametrar och dess betydelse.

Ett vanligt perspektiv vad gäller vattenintressen är uppströms - nedströms förhållanden. Vattenanvändare vid nedströmsliggande sträckor kan vara beroende av vattenförsörj-ning från regleringsanordningar som är belägna högt upp i avrinningsområdet. Det finns också andra intressen, som förutsätter att flödet inte understiger en viss nivå. Vissa anläggningar för vattenuttag fungerar helt enkelt inte om vattenståndet understiger ett tröskelvärde. Ett annat krav kan vara att det behövs en viss vattenföring för att upprätt-hålla vattenomsättningen med tanke på vattendragets funktion som recipient. Ibland fö-rekommer omständigheten att en viss vattenföring krävs för att hindra saltvatten-inträngning i mynningsområdet.


29

En annat frågeställning är vilka vattenanvändningar som är mest prioriterade. Vattenförsörjning för människans överlevnad och hygien, i svenska termer egentligen kommunal vattenförsörjning, kan antas utgöra ett av de allra mest grundläggande behoven, vilket innebär att alla andra vattenanvändningar begränsas för att tillfredställa det behov. Det är svårare att göra en sådan allmänt gällande prioritering för resten av de svenska vattenanvändningarna. Man kan visserligen skapa ekonomiska förlust-funktioner för jordbruk och industriverksamhet, som visar produktionsbortfallets beroende av vattenbrist eller motiverar begränsningar som kan behöva införas under torra perioder. Problemet är att det inom industrin också kan finnas sådan verksamhet, som medför andra stora förluster och/eller fara för samhället om vattentillförseln stryps. Begränsningar i tillgången till resurser för bevattning orsakar också förluster, men medför aldrig direkt fara för samhällsfunktioner. Vad gäller naturvårds och bevarande aspekter kan det föreligga svårigheter att framhålla dess långsiktiga krav i förhållande till andra intressens ofta kanske mer kortsiktiga krav.

Karakteristiskt för landets södra delar är att många av de beskrivna vattenintressena finns representerade i vattendragen. Ett typexempel i detta sammanhang är Emån där vattenanvändningen kan beskrivas som komplex och fokuserad på lågflödesproblem. Inblandade intressen är sportfisket och pappersmasseindustrin i Emåns nedre delar, vattenkraften högre upp i systemet, samt jordbruket och andra bevattningsbehov. En fylligare beskrivning av detta ges i Bilaga 2. En aktuell information i detta sammanhang är att Miljödomstolen 4 april 2002 meddelade dom rörande vattenuttag om 2,65 miljoner m3. De 125 tillståndshavarna utgörs huvudsakligen av jordbrukare, men även kyrkogårdar, idrottsplatser, golfbanor, timmerbevattnare och villaföreningar (Jordbruksverket 2002).

I andra av vattendragen i landets södra delar utgör den kommunala vattenförsörjningen ett av huvudintressena.. Konsumtionsvatten ställer krav på både tillräcklig försörjning och vattenkvalitet, vilken senare beror av att en viss vattenföring och/eller ett visst vattenstånd bibehålls i försörjningssystemet. Vattenförbrukningen är störst under varma perioder. I södra Sverige kan därför uppstå motsättningar mellan detta och andra intressen.

Jordbrukets intresse står väldigt nära kraven från dricks- och annan kommunal vattenförsörjning, eftersom stora mängder vatten behövs under vegetationsperioden när tappningar från i synnerhet reservoarer med kraftproduktion är minimala. I jordbruksbygder kan påverkan på grundvattenreserver av uttag för bevattning också konkurrera med övriga behov av färskvatten.

Fisket samt rekreation och friluftsliv innebär ingen större påverkan på vattendragens flöden. I många fall har dessa intressen gått hand i hand med naturvårdens bevarande-intressen. Det finns dock en sällan påtalad och analyserad konflikt mellan naturvård och fiske i tillägg till den ständigt pågående mellan kraft- och fiskeintresset.

I landets norra delar är fisket och vattenkraften de intressen som medför motsättningar. Vattenkraften har i många fall genomfört kompenserande åtgärder i form av fiskodling och fiskutsättning där naturliga fiskvandringsvägar och reproduktionsförhållanden har störts. Biotopåtgärder har också utförts inom vissa områden.

Modeller för optimering av flöden har framför allt tagits fram för att utgöra beslutsunderlag vid avvägning mellan vattenkrafts- och fiskeintressen. Utgångspunkten


30

för modellutveckling har varit förmodade samband mellan vattenföring och mängden strömlevande fisk. Trots att det har visat sig svårt att verifiera sådana modeller, utgör deras användning och det intresse de väckt runt om i världen bevis för att behovet av att upprätta samband mellan vattenmängd och ekologisk nytta är stort. Modeller för dimensionering av flöden behandlas vidare i kapitel 4.


31

4. Ekologiska effekter av flödesändringar

Förändringar av det naturliga flödet i vattendrag kan ske på många sätt och med varie-rande utfall på naturen. En utjämnad vattenföring över året eliminerar i varierande grad de naturliga översvämningarna av stränder i vattendrag, som normalt präglas av vårfloden i samband med snösmältningen. Samtidigt kan variationerna under dygnet och veckan vara betydligt större än naturligt. Genom avledningar kan sträckor av vattendrag konstant eller periodvis helt sakna vatten eller motta väsentligt mindre vattenmängder än normalt.

Avvikelserna från naturtillståndet kan, beroende på när de inträffar, varaktigheten, storleken etc., missgynna vissa organismer, medan andra kan öka i antal (Boon 1988;Nilsson; Johansson; Eriksson, and Mossberg 1985;Allan 1995). I extrema fall kan vattenlevande arter helt försvinna och ersättas med mer eller mindre ständigt landlevande arter. Där vatten endast rinner under begränsade tider och då i stor mängd är nettoeffekten en störning, som är tillräckligt stor för att eliminera de flesta av båda vatten- och landlevande växter och djur. Effekterna kan uppstå genom direkt påverkan av organismerna. I många fall är dock effekterna indirekta och kan ha sin orsak i ändrade konkurrensförhållanden, förändrad födotillgång, liksom förändringar i vattenkvalitet (Allan 1995).

Det finns numera tusentals vetenskapliga studier, som beskriver ekologiska förändringar kopplade till flödesmanipulationer. De flesta är fenomenologiska, dvs. ger en beskrivning av hur enstaka växter (Rörslett 1988) eller djur (Brittain and Saltveit 1989), ibland hela organismsamhällen (Englund and others 1997;Armitage 1995), har påverkats av en given förändring, dvs. en ny situation som har uppstått i ett bestämt vattendrag och på en bestämd plats som följd av en förändring med bestämd riktning och storlek. Det är ofta svårt eller rentav omöjligt att ur sådana studier dra slutsatser om hur organismer i andra vattendrag och på lokaler med andra basala förutsättningar kommer att reagera på flödesändringar av annat utseende. Först när sådana studier har upprepats på tillräckligt många platser och gällt organismer, som har en vid utbredning, kan ett syntesarbete starta med siktet inställt på att generera generella slutsatser, dvs. nå en kunskapsnivå som tillåter förutsägelser om hur planerade men ännu inte inträffade flödesförändringar borde påverka någon art. För endast få arter har dock kunskapen nått tillräckligt lång för att medge sådana prediktioner. När det gäller hela samhällen av djur eller växter kan man i bästa fall bara ha en uppfattning om riktningen av förändringar av den totala artrikedomen, produktionen, eller någon annan systemfunktion (Englund and others 1997).

Naturliga klimatvariationer, inklusive varierande flöden, mellan olika år har också populationsdynamiska effekter på vattenlevande djur och växter (de March 1976;Haefner and Wallace 1981). Torrår resulterar i att arter, som trivs i mer stillastående vatten, ökar och den strandnära vegetationen kan expandera på blottade bankar (Extence 1981;Delucchi 1988). Den generellt högre mängd organiskt material, som ackumuleras under sådana omständigheter, kan i nedbrytningsfasen, genom minskad mängd löst syrgas, ytterligare bidra till att ge artsamhället mer stillvattenkaraktär (Anderson and McCall 1968;Stanley and Boulton 1995). Till dessa naturliga förändringar och variationer med tiden skall också läggas mänskliga


32

aktiviteter, som kan verka förstärkande. Vattendrag är, även när reservoarer för lagring av vatten saknas inom avrinningsområdet, rätade och rensade och inte sällan fördjupade. Där nedfallna träd och blockrika bottnar tidigare hade en kvarhållande effekt på vattenframrinningen har dessa åtgärder inneburit att vattnet lämnar avrinningsområdet snabbare än tidigare (Bilby 1984;Bisson 1981;Dudley and others 1998). Sådana vattendrag (praktiskt taget alla vattendrag i jord- och skogsbruksbygder har behandlats på detta sätt) kan för övrigt inte med någon större framgång fås att fungera bättre ekologiskt sett enbart genom ändrad vattenföring, eftersom flödesökningar då främst leder till ökade vattenhastigheter och ökad slamtransport (Darby and Thorne 1992;Vinson 1988).

Av dessa konstateranden följer också att det är svårt att formulera miljökvalitetsnormer för flöden lika absolut som man kan formulera normer för exempelvis exponering för hälsovådliga ämnen. Åtgärder, som syftar till förbättringar i biologiskt eller annat hänseende, måste således utgå från vad som är eftersträvansvärt och kartlägga olika sätt som måste samverka för att nå syftet (Sjöström and others 1993;Sedell and Beschta 1991;Cairns 1988).

Ett naturligt vattendrag hyser en mångfald av olika miljötyper. Det består inte enbart av fors- och lugnvattensträckor utan också av en mängd andra mer eller mindre avgränsade miljöer, som har uppstått i kontakten med och växelverkan mellan vatten, berg, jord och vegetation. Ju större den fysiska variationen är, desto större är också den biologiska (Hart 1978;Bornette and Amoros 1996). Hög biologisk mångfald kännetecknar vattendrag, som ostört har fått bana sig väg genom ett av människan lågt exploaterat landskap. Klimatet och jordmånen (ytterst berggrunden) har också en stark inverkan på vattnets biologiska rikedom. Rikast är rena åar i Sydsveriges lövskogsområden; fattigast är barrskogsområdenas humösa (brunfärgade) och lätt sura vattendrag (Svensson 1995;Jacobsen and others 1997;Svensson 1985;Malmqvist and Hoffsten 2000). Överlagrat sådana förhållande, delvis som en följd av klimatförhållanden, är mångfaldens minskning med ökad latitud och altitud (jfr. (France 1992;Crow 1993;Oertli 1999;Pianka 1989). Fjälltraktens bäckar är således betydligt artfattigare än bäckarna på Skånes åsar.

Ett annat förhållande, som bidrar till komplexiteten i vattendragens växt- och djurliv är den förändring i vattnets egenskaper som sker under dess lopp. I vattendragens källflöden är artrikedomen väsentligt lägre än den är efter successiva sammanflöden i sina nedströmsdelar (Harrel and others 1967;Platts 1979;Svensson 1985;Wiederholm and others 1984). Dessa förändringar är bara delvis kopplade till de större ytor, som finns att tillgå för organismer ju längre ner i systemet de befinner sig. Förändringarna hör istället samman med de kontinuerliga ekologiska processer, som äger rum under vattnets väg; inte minst omvandlingen av organiskt material och näringsämnen under resans gång. Sjöar och vattenmagasin i vattendragets väg tenderar att komplicera bilden ytterligare.


33

Figur 14 Förändringar av processer och organismsamhällen längs vattendrag

Den succession, som vattendrag genomgår från källan till utflödet i havet är, genom om-fattande forskning runt om i världen, till sina huvuddrag välkänd, liksom vilken eller vilka ekologiska effekter flödesförändringar i allmänhet brukar åstadkomma (Allan 1995;Giller and Malmqvist 1998). Från sådana förväntade förändringar finns det dessvärre många undantag. Undantagen tenderar att bli särskilt starkt avvikande från normaltillståndet om den antropogena påverkan är stark. I det följande ges en allmän beskrivning av hur olika organismgrupper påverkas av speciellt flödesförändringar. Det görs också en rapsodisk genomgång av hur några andra vanliga störningar påverkar vattenanknutna organismer och deras livsmiljö, samt hur dessa störningar kan samverka med flödesändringar för att antingen förstärka eller försvaga påverkan på organismer.

4.1 Effekter av naturligt varierande flöden Djur och växtsamhällen är anpassade till naturliga flödesvariationer och därmed sammanhängande indirekta förändringar i fysiska och kemiska förhållanden. I Norrland, där vattendragen har en utpräglad vårflod i samband med snösmältningen, blir under en


34

begränsad tid deras närmaste omgivning årligen översvämmad. Då blir normalt torrlagda områden tillgängliga för vattenorganismer. Det finns exempel på arter, som har anpassat sina livscykler till dessa översvämningar och som utnyttjar den snabba uppvärmningen och rika biologiska produktionen på översvämningsmarker (Söderström 1988). I södra Sverige saknas dessa arter. De stora och förutsägbara flödesändringarna i norra Sverige åstadkommer också en utpräglad zonering av växter och djur. Framför allt har i Sverige växtsamhällenas förändring med djupet (avstånd till strandlinjen under olika årstider) varit föremål för omfattande studier (Renman 1986;Nilsson and others 1985).

Naturligt och årligen återkommande höga flöden och åtföljande översvämningar har också varit vanligt förekommande i södra Sverige. Eftersom dessa ofta geografiskt har sammanfallit med områden av stor betydelse för jordbruket, har man där successivt försökt eliminera deras effekter. Som en konsekvens har därmed uppehållstiden för vattnet minskat och dess innehåll av näringsämnen har relativt oförändrat kunnat transporteras ut i havet. Resultaten av detta har varit uppenbara de senaste decennierna, när episoder av övergödningsfenomen har drabbat kustnära områden. Det försöker man nu på många håll åtgärda genom att anlägga konstgjorda våtmarker, som alltså kan sägas ha syftet att kompensera förlusten av ett naturligt fungerande vattendrag (Weisner and others 1994;Vymazal and others 1998).

Som redan antytts varierar sammansättningen av djursamhällen i rinnande vatten med årstiden (Wiederholm, Svensson och Cederwall 1984). Det är således i stor utsträckning och i synnerhet vad gäller insekterna helt andra arter man hittar på högsommaren jämfört med vintern. Till stor del beror sådana variationer på djurens födoval (vinterlevande vatteninsekter lever till stor del av näringsförrådet, som höstens lövfall bidrar med; sommardjuren utnyttjar i större utsträckning den högre primärproduktionen under den varma årstiden), men koppling till vattenföringen kan åtminstone misstänkas finnas för vissa arter. Det finns således dagsländelarver, som är beroende av det tunna lager finfördelat organiskt material, som ackumuleras på sandbottnar när flödet är tillräckligt lågt under sommaren för att födopartiklarna inte skall spolas bort (Otto and Svensson 1981). Över huvud taget uppvisar vattendragens organismsamhällen samma utpräglade dynamik som landmiljöer med den skillnaden att medan aktiviteten i terrestra miljöer påtagligt minskar under vintern, så pågår livet relativt obrutet under vattenytan. I vattendrag hittar man också hela året vitala gröna örter, även om tillväxten hos dessa i stort upphör när temperaturen understiger 5° (Wallsten 1982).

Ett flödesrelaterat fenomen i rinnande vatten, som fått stor uppmärksamhet av forskare, är driften av organismer under året och dygnet. Man skönjer en utpräglad variation under dygnet och året av antalet individer, som deltar i driften. Driften (och senare uppströmsvandring eller, vad beträffar insekterna, flykt) har länge ansetts utgöra ett viktigt dynamiskt särdrag i bäckar och åar. Driften är störst i samband med tillfälliga, höga flöden och man har därför ansett att artificiella förändringar av flödet skulle kunna störa naturliga cykler av nedströmsförflyttning och återkolonisation. Senare tids forskning tyder dock på att betydelsen av drift och uppvandring, som fundamentala mekanismer för bibehållande av funktionen i rinnande vatten, har överskattats (Kopp and others 2001;Turner and Williams 2000;Humphries and Ruxton 2001).

Sammanfattningsvis kan man konstatera att variationer i vattenföringen förekommer i alla vattendrag och att djur och växter på olika sätt är anpassade till och rent av kan


35

utnyttja sådana variationer. I slutet av detta kapitel görs en genomgång av hur olika typer av organismer mer specifikt beror av eller påverkas av flödesändringar.

4.2 Effekter av artificiellt förändrade flödesregimer Reglering av flödet i vattendrag är i Sverige främst förknippad med kraftproduktion. De största regleringarna görs i Norrland, men mindre regleringar förekommer i hela Sverige. I älvar där den ekonomiskt utbyggbara vattenkraftpotentialen är utnyttjad fullt ut är vattendraget nedströms det överst belägna vattenmagasinet i sin helhet modifierat. Ett sådant vattendrag är schematiskt åskådliggjort i Figur 15.

Figur 15 Schematisk bild över en älv som har byggts ut för kraftproduktion i Sverige.

Sett i profil liknar den fullt utbyggda älven en trappa, bestående av långsträckta magasin; vid de forna vattenfallen och forsarna avlösta av dammar med kraftverk. Tydligt strömmande vatten förekommer då främst i de starkt fördjupade in- och utloppsdelarna till kraftverken. Ibland leds vattnet via sprängda tunnlar och kanaler förbi forsarna. Resultatet blir att den ursprungliga forsen då mottar betydligt mindre eller inget vatten alls. Sådana, så kallade torrsträckor får ofta symbolisera de dramatiska ekologiska förändringar, som storskalig vattenkraftutbyggnad innebär.

Effekten av vattenkraftutbyggnad på organismer i och kring vattendraget har varit föremål för omfattande dokumentation och analys; tidigare för att fastställa effekterna men numera i ökad utsträckning för att finna metoder att minska påverkan på naturen (Greenberg and others 1991;Nilsson and others 1985). Därför känner man ganska väl hur olika organismer påverkas av vattenkraftutbyggnad. Forskningen har inte varit lika omfattande när det gäller ingrepp i mindre vattendrag och när reglering av vattendraget


36

har haft andra syften. Effekterna av avledning av vatten för jordbruksändamål har således i Sverige inte alls eller i mycket begränsad utsträckning studerats.

Resultatet av att samla vårfloden i stora regleringssjöar blir att skillnaden mellan högsta och lägsta flöde minskar under året. De årliga översvämningarna av stränder elimineras då mestadels helt, liksom de växt- och djursamhällen, som var knutna till sådana stränder. Det reglerade vattendraget får då mer karaktären av sjö också när det gäller sammansättningen av organismer.

Eftersom vattenkraft i stor utsträckning används för att parera kortvariga fluktuationer i elefterfrågan, varierar också flödet under veckan och dygnet. Denna, så kallade korttids-reglering, innebär att vattendragets organismer utsätts för förändringar i vattenföringen, som är betydligt snabbare än som förekommer naturligt. I extremfallen kan detta innebära att forssträckor till stor del torrläggs nattetid och under veckosluten, men mottar större än naturliga mängder vatten dagtid resten av veckan. Det säger sig självt att också de ekologiska förhållandena under sådana omständigheter måste avvika mycket från de naturliga. Känsliga arter försvinner i allmänhet helt och hållet från områden med så kraftiga störningar. Kvar blir endast de som kan klara både ström- och stillvattenförhållanden. Även mobila organismer, såsom fisk, blir färre vid extrema regleringar, eftersom de inte varaktigt förmår använda strömbiotopen och utanför lämpliga perioder måste konkurrera med eller utgöra byten för andra fiskar i kvarvarande samlingar av stillastående vatten. Det finns således skäl tro att den biologiska mångfalden reduceras vid snabba flödesväxlingar och detta har också observerats vid många studier. Omvänt har det visat sig att ett utjämnat flöde kan öka artrikedomen (Figur 16).

Figur 16 Förhållande mellan flödesändringar och artrikedom. Flödesändringen uttrycks som den högsta observerade dygnsökningen (Englund and Malmqvist 1996).

Av speciellt intresse är frågan huruvida en minskad vattenföring i sig påverkar den biologiska mångfalden. Frågan är analog med frågan huruvida krympande skogsarealer automatiskt leder till ett minskat totalt artantal i skogen. Teoretiskt sett är svaret givet. Den totala mängden arter bör minska när den tillgängliga ytan minskar. Med tanke på att krympande vattenarealer ersätts av landmiljöer är emellertid totala utfallet långt ifrån säkert. Däremot får man räkna med att en mindre vattenvolym rimligen inte hyser samma grad av mångfald som en större vattenvolym (Barila and others 1981;Eadie and others 1986;Brönmark 1985;Bengtsson and others 1982;Watters 1992).


37

Inledningsvis beskrevs vattendragens karaktär av ”continua”, dvs. successivt och i princip kontinuerligt förändrade struktur och funktion (Figur 14). Frågan är då om en reducerad vattenföring bryter denna succession så att vattendraget övergår i ett tillstånd, som mer liknar det som råder högre upp i vattensystemet, dvs. att mängden vatten bestämmer en sträckas basala sammansättning snarare än dess belägenhet i avrinningsområdets nätverk av vattenvägar. Svaret är att vattenmängden i detta hänseende är ovidkommande. Arterna inom en långt ner i ett vattensystem belägen vattensträcka är desamma vare sig flödet är stort eller litet. Däremot kan naturligtvis vattendragets fysiska struktur, t ex djup, sätta gränser för hur många och vilka organismer som kan finnas inom ett område med lågt flöde.

En särskilt viktig aspekt vad gäller modifieringar av flödet och andra ingrepp i vattendrag är i vilken utsträckning åstadkomna förändringar är reversibla. Kan man t.ex. räkna med att en torrlagd del av ett vattendrag kan återfå sin ursprungliga fauna och flora om orsakerna till uttorkningen elimineras och vattendraget får återta sitt ursprungliga fysiska tillstånd. Svaret på den frågan måste med nuvarande kunskap bli svävande (jfr. (Fuchs and Statzner 1990;Gore and Shields 1995). Det finns ännu inget projekt eller åtminstone inte tillräckligt många projekt genomförda, där man har försökt restaurera vattendrag fullt ut efter omfattande regleringar. Området tilldrar sig emel-lertid nu stort forskningsintresse och i USA pågår uppföljningar av dammrivningar och studier av återhämtning efter naturliga katastrofer (t ex efter vulkanen Mount St. Helens utbrott 1980, t.ex. (Wever 1983). Mindre vattendrag belägna i jordbrukslandskap har man dock effektivt lyckats restaurera (Iversen and others 1993;Madsen 1995).

En följdfråga är vilken tidsutdräkt ekologiska förändringar efter flödesmanipulationer har. Om förändringarna huvudsakligen inträffar första tiden efter ett ingrepp och endast marginella försämringar av ekologisk status därefter sker, blir behovet av att snart minska skador litet så länge nyttan av ingreppet överskrider den vinst, som ett alternativt vattenanvändande innebär. Om istället en försämrad ekologisk status är en långsam process där successiva förluster av biologisk mångfald, och kanske möjlighet till framtida återhämtning eller restaurering minskar med tiden, bör åtgärdsstrategin bli en annan. Vilket av dessa alternativ, som faktiskt gäller, ger dagens kunskap inget entydigt besked om. Det är nog också så att svaret beror på vilken typ av ingrepp det handlar om.

Det har flera gånger nämnts att ingrepp i vattendrag ändrar de basala förutsättningarna för organismer. Vissa arter slås ut och ersätts av andra, som bättre förmår klara de nya förutsättningarna. Man kan dock inte räkna med att förändringarna i organismsamhällenas sammansättning förblir neutrala vad gäller t ex innehållet av biologisk mångfald. Visserligen finns det inget som säger att individantal och biologisk produktionsförmåga med automatik måste minska vid en miljöförändring, men antalet typer av organismer har man anledning tro kommer att minska. Skälet till detta är att organismer har haft ungefär 10 000 år på sig sedan den sista istiden att kolonisera vattendragen. Även om arter bättre anpassade till de nya förhållandena i princip skulle kunna ersätta en del av de ursprungliga, måste vi rimligen räkna med långa tidsrymder innan ”alla luckor” är fyllda. Denna slutsats gäller endast, eller åtminstone särskilt tydligt, när ingrepp har medfört att någon art helt och hållet har eliminerats i ett vattendrag. Vitala populationer i närbelägna vattendrag skulle då kunna utgöra en viss garanti för att framtida återhämtning ändå vore möjlig, men en försiktighetsprincip applicerad på ingrepp i vattendrag bör ta sikte på att alla arter skall kunna överleva åtminstone någonstans inom avrinningsområdet. Från en sådan replipunkt är en


38

återkolonisation definitivt mer sannolik och under alla omständigheter snabbare än om en vattenbunden art spontant måste korsa landbryggor.

Analyser av potentiell framtida återhämtning och beslutsunderlag för val av bevarande-strategier måste överhuvud taget utgå från avrinningsområdet som den viktigaste enhe-ten. Därmed aktualiseras också frågan hur stor den ekologiska skillnaden mellan olika vattendrag är.

Vattendrag är nätverk i landskapet, där många små vattendrag successivt förenas i större vattendrag; ungefär som grenarna på ett träd. Det finns skäl att tro att flera av de mindre grenarna är snarlika eller nära identiska i biologiskt hänseende. Trädet har emellertid bara en stam och alla småflöden bildar vid flodens utlopp i havet en enda vattenväg. Om man utgår från att den ekologiska successionen längs ett vattendrag kontinuerligt fortgår och att den också innebär en fortlöpande ersättning av arter med nya typer, måste man också räkna med att riskerna för permanent utslagning av organismer är störst när mänskliga ingrepp sker i vattendragens nerströmspartier. Typiska flodorganismer har å andra sidan mycket gemensamt med sjölevande arter, så i den mån floden efter en modifiering av flödet fortfarande är djupt och brett finns det antagligen stora möjligheter att den ursprungliga artstocken är kvar. Det går emellertid att identifiera några svenska arter knutna till vattendragens nerströmsdelar, som skulle kunna vara i riskzonen om miljön förändras. Dessa arters öden i reglerade vattendrag har dock aldrig undersökts.

4.3 Vattenflödets betydelse för olika grupper av djur och växter En litteratursammanställning om vattenflödets betydelse för olika organismer har gjorts tidigare i Sverige (Greenberg, Herrmann m fl., 1991). Följande sammanfattning blir därför kortfattad och tar endast upp några generella drag av betydelse för förståelsen av de basala processerna i vattendrags.

4.3.1 Påväxtalger

På stenbottnar och på den högre vegetationen sitter små encelliga alger anfästa. Dessa s.k. påväxtalger (det tyska uttrycket ”Aufwuchs” används också) ingår normalt i skaran av primärproducenter (=organismer som kan omvandla oorganiska ämnen till organisk biomassa under inverkan av solstrålning - fotosyntes) i rinnande vatten. Påväxtalgernas betydelse för energiomsättningen i vattendrag är variabel. Klart är att åtskilliga bottendjur konsumerar påväxtalger. Påväxtalgerna har också länge använts som biologiska indikatorer för att mäta föroreningsgraden och andra störningar i rinnande vatten. Eftersom gruppen är mycket artrik och olika arter har tydliga preferenser vad gäller näring, temperatur, solinstrålning, vattenhastighet etc., lämpar den sig särskilt väl för att studera effekter av mänskliga ingrepp. Enda svårigheten vid användning av påväxtalger för detta ändamål hör samman med behovet av specialisthjälp för att korrekt namnge de olika arterna.


39

Påväxtalgernas sammansättning och mängd speglar i regel väl de rådande flödesförhål-landena (Figur 17). Av detta konstaterande följer att reglering och andra manipulationer i vattendraget i regel har tydliga effekter på dessa organismer. Ett annat förhållande av betydelse är påväxtalgerna vida utbredning. Det är till stor del samma arter, som före-kommer över hela världen. Detta vittnar om hög spridningsförmåga, vilket också gör påväxtalger intressanta för att mäta återhämtningsförlopp. Man har således normalt ingen anledning att frukta att samhällen av påväxtalger i sin helhet irreversibelt skulle kunna slås ut utan kan istället förvänta en närmast fullständig återhämtning när betingelserna återgår till de normala. En sammanfattning av sambandet mellan påväxtalger och vattenflöde ges av (Greenberg, Herrmann, m fl., 1991).

Figur 17 Tillväxten av mängden påväxtalger som funktion av vattenföringen.

Utöver aspekter kopplade biodiversitet, har påväxtalger också stor betydelse för ekologiska funktioner i rinnande vatten. Låga, jämna flöden i framför allt näringsrika vattendrag tenderar att skapa masstillväxt av filamentösa (långa, trådlika) alger, varvid delvis nya habitattyper uppträder (Lowe 1979).

4.3.2 Växt och djurplankton

I den fria vattenmassan lever andra encelliga organismer och deras konsumenter, med ett samlingsnamn betecknade plankton. Växtplankton har mycket gemensamt med påväxtalger Det är i stort samma grupper som förekommer på både botten och uppe i vattnet, även om arterna skiljer sig åt. Växtplankton är emellertid normalt sett en grupp som föredrar helt stillastående vatten. Växtplankton i rinnande vatten utgörs således av individer som passivt har drivit från sjöar och reservoarer i vattensystemet, eller som har rekryterats i lugnvattenalkover, såsom avor, längst vattendraget. Det råder därför tydliga och omvända samband mellan vattenföringen (egentligen vattnets omsättningstid) och mängden växtplankton. Av detta följer att växtplankton kan vara betydelsefull näring för högre organismer i rinnande vatten, men att deras huvudsakliga rekrytering finns i andra miljöer.


40

Snarlikt är förhållandet med djurplankton. Några djurplankton, som uteslutande lever i strömmande vatten, påträffas inte i Sverige. Förklaringen till detta är, precis som när det gäller växtplankton, att om vattenrörelserna överstiger de som djuren och växterna av egen kraft kan motverka, så minskar möjligheten till kontakt mellan individer och förökningen uteblir (Nilsson 1986). Därför utgörs även djurplankton i strömmande vatten av djur som har spolats ut ur sjöar och sel. Antalet driftande djurplankton brukar vara särskilt högt i samband med flödesökningars inledningsfas. Sedan blir bestånden snabbt utarmade och driften minskar till mycket låga nivåer. En jämn och låg vattenföring från reservoarer kan ge ett jämt och relativt högt tillskott av driftande djurplankton nerströms dammar.

4.3.3 Bakterier och svampar

Små vattendrag har mycket låg egen produktion av växtbiomassa. Näringskedjorna i strömmande vatten är istället beroende av tillskottet av dött organiskt material från den omkringliggande skogen (Cummins and others 1966). För många konsumenter är det döda organiska materialet i sig av mindre direkt betydelse som föda. De lever istället av de svampar och bakterier, som raskt koloniserar vissna löv. Betydelsen av dött organiskt material (detritus) och mikroorganismer som föda för högre djur avtar med vattendragets storlek. Som redan nämnts är artsammansättningen i flodens nedströmspartier mer lik den i sjöar. Precis som i sjöar spelar där algproduktionen relativt stor roll som energikälla för djur.

4.3.4 Bottenlevande ryggradslösa djur

Av Sveriges ca 50 000 flercelliga djur, lever några tusen i sötvatten. Ungefär en fjärdedel av dessa (≈900) är huvudsakligen knutna till rinnande vatten (Svensson 1985). Bottendjur uppvisar i regel en tydlig förändring i artsammansättning som funktion av vattendragets storlek. I mindre vattendrag är arter som tuggar sönder löv och annat grovkornigt material vanliga. På bottnar med mjuka sediment långt ner i vattensystem är det istället en dominans av slamätande former. Dessutom förekommer i denna grupp arter som skrapar av födopartiklar på stenar och högre växter. Andra djur lever av rov (Ward 1986;Malmqvist and others 1978). Ett relativt fåtal är parasiter. Bland djur hittar man alla möjliga anpassningar till det strömmande vattnet. Många arter filtrerar således vattenströmmen och konsumerar både driftande växter och andra djur. Det är således vanligen ett mycket annorlunda djursamhälle man finner i strömmande vatten jämfört med sjöar. Reglering av flödet ger därför upphov till andra djursamhällen än där naturlig vattenföring råder.

Bottenfaunan har visat sig reagera snabbt på störningar i miljön. Ofta sker emellertid också en snabb återhämtning när störningarna upphör. I vilken grad man återfår den ur-sprungliga sammansättningen är emellertid fortfarande osäkert, liksom vilka tidsrymder återhämtningen kräver. Utgår man från hur de flesta arterna reagerar på ändrad belast-ning av närsalter och syretärande föroreningar, så är återhämtningsförloppet relativt snabbt och en fråga om år snarare än decennier (Tikkanen and others 1994). Vissa störningar, exempelvis försurning, minskar dock möjligheten till komplett återhämtning betydligt (Svensson and Herrmann 1995).


41

4.3.5 Fiskar

De flesta studier rörande ekologiska förändringar till följd av ändrad vattenföring har naturligtvis gällt fisk. Praktiskt taget alla svenska arter är relativt välkända vad gäller reaktioner på flödesändringar och en av dessa (öringen) har fått utgöra modell vid dimensionering av flöden i alla världsdelar Figur 18. Trots detta är möjligheten att förutsäga hur ett fiskbestånd kommer att förändras till följd av en flödesändring ytterst liten och det har visat sig närmast omöjligt att verifiera även de mest raffinerade modellerna i fält (Svensson 2000). Ändå får man konstatera att kunskap om bl a öringens krav på miljön ändå har kunnat omsättas i praktiska och framgångsrika fiskeförbättringar. Öringen som modellart för miljöförbättringar och utveckling av kriterier, kommer att behandlas i avsnitt 5.3.11-12.

Figur 18. Modellerad förändring av antalet fiskar som funktion av vattenföringen. Exemplet gäller två stadier av unga laxöringar.

4.3.6 Andra ryggradsdjur

Vissa fiskarter är definitivt de vanligaste ryggradsdjuren i strömmande vatten, men det finns andra. Utter, strömstare, kungsfiskare och forsärla är huvudsakligen knutna till strömmande vatten. De påverkas också av flödesregleringar, men sambanden mellan orsak och verkan är sällan helt klara (t.ex. (Olsson and others 1989). Mycket tyder dock på att påverkan är obetydlig om födounderlaget fortfarande är gott. Kungsfiskaren, som häckar i branta strandbrinkar kan borde också påverkas negativt om häckningsplatsen utsätts för ökad eller minskad erosion.


42

5. Utveckling av normer och hantering av flöden i Sverige och utomlands

5.1 Normbildning för flöden i ett internationellt perspektiv Sverige skiljer sig från de flesta andra länder när det gäller styrningen av vattenuttag och utformningen av regleringen av floder för olika ändamål. Hos oss är vattentillgången i allmänhet riklig och behovet av reglering av och ingrepp i vattendrag bara kopplade till ett fåtal behov; numera främst vattenkraftproduktion och dränering. Tidigare medförde också flottning och utspädning av föroreningar krav på flödesförhållanden, men dessa krav har numera inte längre betydelse. I utlandet är vattentillgångarna ofta starkt begränsade; befolkningstätheten högre än i Sverige och intressen kopplade till vattendragen fler. Där blir då också utvecklingen av metoder, som kan användas för att balansera kraven från olika intressen, mer behövliga än i Sverige.

Man kan konstatera att metoder för att göra avvägningar mellan olika vattenanvändningar främst används i länder med utvecklad miljölagstiftning. Då får också ofta ren naturvårdshänsyn ett stort utrymme. Så är fallet i Europa, Nordamerika, Australien, Nya Zeeland och Japan. Metoder, som används för att bestämma kopplingar mellan miljökvalitet och flöde, inkluderar

(1) rena hydrologiska standarder (t.ex. en nivå på vattenföringen, som överskrids under en viss period under ett genomsnittsår);

(2) diskussions- eller förhandlingsbaserade avvägningar, utgående från olika intressenters uppfattningar om vilka flöden, som tillgodoser deras specifika önskemål;

(3) analys av historiska data, som utgår från att naturliga extremer bestämmer miljökvalitet och att dessa extremer också skall bilda norm även under påverkade (flödesmanipulerade) förhållanden, samt

(4) metoder som beskriver biologisk respons på flödesändringar eller samband mellan biologisk ”nytta” och flödesnivå.

Som framgår nedan, kräver den senare ansatsen omfattande ekologiska fältstudier och ett långt drivet modelleringsförfarande, som tillåter åtminstone teoretiska förutsägelser om flödesnivåers kvantitativa eller kvalitativa utfall.

I Sverige har man hittills främst tillämpat den andra metoden (2), ibland i kombination med (1) och (3). Som redan beskrivits, har industriella vattenanvändare ofta


43

väldefinierade krav på både vattentillgång och vattenkvalitet och då har dessa krav som regel också fastställts av vattendomstolar.

I detta kapitel beskriver vi översiktligt de viktigaste metoderna, som används vid dimensionering av flöden. Därefter sker en genomgång av den lagstiftning eller den praxis, som har utvecklats i några andra länder. Slutligen beskriver vi, med utgångspunkt i grundläggande hydrologiska principer, de vägar som utvecklingen av metoder för dimensionering av flöden kan följa.

5.2 Arbetssätt för bestämning av normerande flöden Metoder att bestämma den flödesregim som krävs för att bevara/återställa ekologiska förhållanden i vattendrag och/eller strandbältet bygger på:

�� Tabellmetoder: Minimalt flöde bestäms med hjälp av tabeller och det värde man fastnar för anges som proportion av årsmedelvärdet eller i relation till variationen under året.

�� Historisk analys: minimalt flöde bestäms med hjälp av observerade (historiska) data; Denna analys görs utan hjälp av kompletterade fältmätningar.

�� Insamling och deskriptiv analys (allsidig erfarenhetsbaserad diskussion) av primära fältdata.

�� Simulering, ofta med hjälp av modeller, av flödets påverkan på habitatkvalitet och/eller -utsträckning.

5.2.1 Tabellmetoder (TM)

Rena hydrologiska metoder baseras på statistik av hydrologiska observationer och kräver normalt inga ytterligare fältmätningar. Det krävs i och för sig relativt mycket jobb att sammanställa tabeller för en viss region eller för att regionalisera ett land, men när denna del av jobbet är klar (i hydrologiskt välundersökta områden, som t.ex. Sverige, finns redan underlagsdata) har metoden visat sig effektiv och ge en bra utgångspunkt för ytterligare undersökningar. Med hjälp av TM anger man ett minimalt flöde, som bedöms tillförsäkra god ekologisk funktion i vattendrag (Tennant 1976; Wats 1997). Några tillämpningar av TM går vidare och anger flera nivåer såsom ”önskade” eller ”optimala” flöden. Traditionellt har det varit fisket, som har bestämt om vattendraget har fungerat tillfredsställande eller ej vad gäller vattentillgången.

5.2.2 Historisk analys (HA)

Denna analys bygger på att villkor ska bestå av flödens magnitud, varaktighet, frekvens och timing (Young och Sekulin 1996). Därför skiljer sig vissa moment i HA från TM. Man kan generera teoretiskt beräknade data som alternativ och man testar deras


44

påverkan på biologiska förhållandena. Man jämför och relaterar nuvarande biologisk information med observerad (historisk) hydrologisk information. Man kan också använda information från flera geografiska områden. Regressionsanalys kan tillämpas där man relaterar biologiska variationer till miljödata, såsom flöde, temperatur eller halter av kemiska substanser. Följande metod är en variation av HA.

5.2.3 Insamling och deskriptiv analys av primära fältdata (IDA):

För att genomföra HA krävs ofta ytterligare fältundersökningar, som kan vara inriktade på att förfina areal- och/eller tidsupplösningen av data genom mer frekvent provtagning (Goldsmith, Oxley och Morgan 1993; Weston och Hodgson 1991). Trots att det idag finns åtskilliga metoder för att hitta möjliga interdisciplinära lösningar vid bestämning av minimalt flöde, som tillförsäkrar godtagbar ekologi i vattendrag, tillämpas de sällan. Istället bestäms ofta minimala flödena vid möten med experter. Inte sällan blir resultatet av sådana workshops att ytterligare undersökningar och modelleringar rekommenderas, bl.a. bestämning av mikrohabitat, temperatur och vattenkvalitet i vissa delar av vattendrag.

Förenklade hydrauliska modeller kan också tillhöra den här klassen av metoder (Espergen och Merriman 1995). Habitatet (en organisms uppehållsplats) är relaterat till tvärsektioners area eller våta perimetern eller, i mer avancerade fall, till flödeshastigheter.

5.2.4 Simulering av samband mellan flöde och habitat (SFH)

Habitatpreferens-metoder kräver kunskap om specifika hydrauliska parametrar och habitat-preferenser hos förekommande fiskarter eller andra särskilt utvalda organismer (Elliott m.fl., 1996). Man tillämpar avancerade hydrauliska beräkningar för att bestämma relationer mellan vattenföring och olika hydrauliska parametrar, som har visat sig vara viktiga för att definiera habitatet (tvärsektionens area, våta perimetern, vattendjup, vattenflödets verkan på organismens förmåga att hålla sig kvar). Habitatmodeller analyserar alltså sambandet mellan biologiska index och hydrauliska parametrar. SFH representerar resurskrävande metoder, men deras fördel är att resultatet inte utgörs av ett enda värde på minimalt flöde utan beslutsfattare får information som tillåter att den biologisk nyttan kan relateras till någon form av kostnad i vattenanvändningsplaneringen.

5.2.5 Ideala metoder som ännu inte brukas

Integrerade metoder och lösningar tillhör framtiden och förväntas ta samtidig hänsyn till många förhållanden, såsom

�� stopp för algblomning. Detta ändamål med flödesdimensionering finns det litet behov av i Sverige. Utomlands kan denna aspekt emellertid vara betydelsefull (t ex. Christian, Bryant och Stanley 1986).


45

�� bibehållande av en ständigt god vattenkvalitet (jfr. Biggs 1982; Davis 1987),

�� förening av diversa intressen, såsom båtfart, rekreation, estetik osv. (Biggs 1982),

�� krav på att geomorfologiska och fluviomorfologiska villkor uppfylls (Hill, Platts och Beschta 1991),

�� krav från fisket, som översätts till habitatutbredning och populationsmodeller i lämplig skala (åtskilliga referenser till denna aspekt har lämnats ovan och återkommer i det följande),

�� evertebraters krav; behandlade med hjälp av multivariata statistiska metoder (Englund och Malmqvist 1996; Gore, Layzer och Mead 2001),

�� växtsamhällens krav; behandlade på liknande sätt eller baserade på andra typer av analyser (Howell och Benson 2000; Rood och Mahoney 2000; Stromberg och Patten 1990).

Med hänsyn till ekonomiska resurser som ovannämnda metoder kräver måste de tillämpas i sekventiell ordning. TM kan bidra till att etablera de ekologiskt relevanta flödesnivåerna, t.o.m. variationen under året. HA hjälper till att sammanföra historik biologisk information med nyckelelement, som kännetecknar ostörda och oreglerade vattenregimer. Expertpaneler avgör mer precist vilka hydrologiska element som är relevanta i ett givet sammanhang och föreslår eventuellt ytterligare nödvändigt fältarbete. Detaljerad modellering tillgrips för att beskriva biologiska utfall av förändringar i vattenregimen.

Nyckeluppgifter, som används för att upprätta samband mellan vattenföring och ekologi i vattendrag och för ekonomisk värdering av alternativ inbegriper kunskap om och analyser av flera processer, såsom

�� lågflödesregim; en hydrologisk analys, som bygger på observationsserier och används för att definiera lågflödesdomänen. En sådan undersökning kan man utföra rutinmässigt. Statistiska metoder är standarmässiga och deras resultat utgör grunden till att identifiera dimensionerande flödesnivåer för lågvattenvattenföring.

�� fastställning av ekologiskt godtagbar lågvattenföring; kan baseras på resultat av vattenkvalitet- och habitatmodeller. Vattenkvalitetsmodeller kan användas för att bestämma nödvändiga utspädningen vid givna föroreningsbelastningar (det skall påpekas att vattenkvalitén i svenska vattendrag i allmänhet är god och bara till liten del beror av flödet). För att uppskatta mer komplex sammanhang i vattendragens ekologi man kan använda hydrobiologiska index och/eller habitatmodeller. Man behöver samtidigt bestämma målet i det här fallet, dvs. vilka ekologiska villkor man vill uppnå. ’Goda ekologiska förhållanden’ är nämligen inte entydigt definierade.

�� ekologiska effekter av minskat lågvattenflöde i vattendrag. Fördelar med att lågvattenflödet ökar på bekostnad av minskade vattenuttag eller sänkt kraftutbyte ska utvärderas både i det ifrågavarande vattendraget och i övrigt


46

�� ekologiska, estetiska och övriga effekter på den aktuella strandsträckan längs vattendraget

�� ekonomiska konsekvenser av minskat vattenuttag. Nackdelar med att minska vattenuttag och konsekvenser av minskad kraftproduktion som följd av ökad lägsta (ständigt passerande) vattenföring ges en allsidig analys.

Det är relativt lätt att kvantifiera vissa fördelar. Ökad fiskproduktion kan ge ekonomiska vinster. I Sverige har flera försök gjorts att beräkna dessa (t.ex. (Weissglas; Alatalo, and Appelblad 1996)), men det saknas ännu en brett accepterad metod för att beräkna rekreationsfiskets värde. Minskade kostnader för vissa vattenanvändare kan åtminstone teoretiskt påräknas om exempelvis vattenbehandling kan göras billigare om vattenuttagen håller en bättre kvalitet. Vinster som gäller allmän ekologi och rekreation i övrigt är svåra att kvantifiera. En utredning genomförd i sydvästra England baserades på en opinionsundersökning där enkäter delades ut och man fick svara angående villighet att betala för förbättringar (Kenneth and Guy 1998). Det finns åtskilliga andra sådana studier utförda där man har bedömt värdet av fritt flytande vatten med hjälp av icke-traditionella (marknadsoberoende) metoder ((Pate and Loomis 1997;González-Cabán and Loomis 1997;Wilson and Carpenter 1999;Roach; Boyle; John Bergstrom, and Reiling 1999;Loomis and Feldman 1995;Streiner and Loomis 1995-1996)). Bäst tycks dessa metoder fungera i situationer där tillgången på vatten för rekreation är begränsad (som inom stora delar av USA). I Sverige kan man misstänka att strömmande vatten inte är en lika begränsad resurs. Ren ekologi, inklusive skydd av hotade arter, har haft mindre utrymme i miljöekonomiska studier av minimumflödesproblematik (Brookshire; McKee, and Watts 1995). Istället gäller här att mål, som inbegriper tvingande åtgärder för att nå målet i princip inte ger incitament till kostnadsjakt, medan mål, som medger frihet att välja metod för att nå detsamma har bättre förutsättningar att nås med ekonomisk optimering.

Det är relativt enkelt att uppskatta de flesta direkta förluster, som inträffar vid minskade vattenuttag och modifierad kraftproduktion; andra kräver mer omfattande undersökningar. En fullständig balansräkning kräver i de flesta fall att man kostnadssätter den alternativa teknik, som måste ersätta den hittills använda, som har varit dimensionerad efter en viss vattentillförsel. Nya vattensparande teknologiska processer behöver kanske införas och en omställning av vattenkrävande grödor inom jordbruket kan behöva ersättas med andra, mindre vattenkrävande. Vattenkraftproduktion behöver ersättas med andra sätt att producera elektricitet etc. När det gäller vattenkraften får man också beakta att bortfall till följd av ökade eller utjämnade flöden påverkar den tillgängliga effekten och att antalet möjliga ersättningsalternativ därmed blir mer begränsade.

5.3 Översikt av praktiskt tillämpade metoder Metoder som ofta används eller har utgjort grund för lokala modifieringar ges här en kortfattad presentation. En omfattande lista av metoder från olika länder ges i tabell 3.


47

5.3.1 Hydrologisk metod

Tennants metod har utvecklats för att bestämma minimala flöden för att bevara en god miljökvalitet i vattendrag i USA (Tennant 1976). Behovet av delar av årsflödet för olika ekologiska funktioner bestäms och gränserna anges som 10% för överlevnad, 30% för tillfredställande ekologiska villkor osv. Normen har kalibrerats för centrala-västra USA och är modifierad för att gälla månadsfördelning. Data från hundratals vattendrag användes för kalibreringen. Anpassning till andra regioner genomfördes och detaljerade studier utfördes också i andra stater i USA. En lång rad liknande metoder har också utvecklats i USA. Tennants metod är lämplig för hela avrinningsområden, men rekommenderas inte för lokala applikationer. Vid användning av Tennants metod måste man ta hänsyn till följande faktorer: grundmetoden räknar varken med flödesvariationer eller årstider; Tennants metod är lämplig för stora älvar där flödesvariationer är små. Hänsyn tas inte till fluviomorfologiska förhållanden; rekommendationer ska jämföras med statistikuppgifter om det naturliga flödet.

5.3.2 Statistisk analys av historisk-hydrologisk data

Med hänsyn till det avvikande mönstret hos statistiska flödesfördelningskurvor i andra delar av USA ansåg man det nödvändigt att modifiera Tennants metod vid användning utanför områden där den utvecklats (Matthews och Bao 1991). Man befarade nämligen att Tennants metod annars skulle producera antingen för höga eller för låga flödesnormer. Vad man då gjorde var att anpassa månadsflödenas medianvärden till de nya regionerna och att testa resultatet mot de ekologiska förhållandena (bottenfauna, fisk inventeringar och kända ekologiska krav) (Young Sekulin och Croker 1966; Gustard m fl., 1987; Bullock m fl., 1994). En sådan anpassad metod har kommit att användas i Texas.

5.3.3 Basflöde

Med hjälp av Basflöde väljer man karakteristiska flöden för olika typer av vattendrag (Palau och Alcazar 1996). Basflöde tar hänsyn till lågflödesfrekvens och varaktighet. Författarnas, verksamma i Spanien, målsättning var att hitta ett biologiskt lämpligare lågflödesindex (Qb) än till exempel Q95% utgör. Finessen med Basflöde metoden är att om man jämför två vattendrag med samma medelårsflöde, Qb blir högre för det vattendrag där perioder med låga flöden är kortare. Den här egenskapen kan ge en större relevants i biologiskt sammanhang. Basflöde metodens fördelar är, enligt författarna, att den är lätt att använda; är mindre godtycklig än andra enkla metoder, och kan tillämpas även i mindre vattendrag. Resultatet anses ligga nära de värden, som tas fram på basis av ekologiska studier. Det behövs fler undersökningar för att bekräfta lämpligheten av Basflöde metoden.

5.3.4 Intervall av hydrologiska variationer [RVA]

RVA, också en i USA tillämpad metod, beskriver hydrologiska förändringar och inkluderar konsekvensuppföljning, samt analys av normer (Richter m fl., 1997). RVA


48

fokuserar på sträckor där själva ekosystemet har primärt intresse, dvs. liknar BBM fast använder observerade eller modellerade tidserier och 32 statistiska parametrar (årsflöde, 7-, 30-, 60-dagars minimum och maximum mm.). Det behövs mer undersökningar för att skaffa ytterligare erfarenhet av att använda denna metod.

5.3.5 Hydrauliska metoder: R2-Cross

Man simulerar vattendjup och vattenstånd över grunda sträckor och använder fältmätningar för detta (Elliott m fl., 1996). Hydrauliska beräkningar är baserade på Mannings ekvation och kalibreras där vattendjupet är litet. Vattendragets flöde, medeldjup, medelhastighet och våta perimetern simuleras. Det ingår också uppgifter om relationer mellan biologiska och hydrauliska parametrar i metoden. R2-Cross är lämplig för vattendrag med nära naturliga förhållanden, som rinner i upplandsregioner. En förenklad PHABSIM-studie (se nedan) ger liknande resultat som R2-Cross.

5.3.6 Våt perimeter

Man söker en brytpunkt på kurvan våt perimeter avsatt mot vattenföring, dvs. man genomför en hydromorfologisk analys (Gippel och Stewardson 1966). Metoden har använts i USA och i Australien. Tanken med denna metod är att flödesökningar ger mindre effekt på tillgängliga habitat vid flöden högre än brytpunkten; därför bestäms minimiflödet till just detta värde. Varken vattendjup eller flödeshastighet räknas i explicit form. Tekniken beaktar inte säsongsmässiga variationer, men kan anses som ett lämpligt instrument om kompletterande metoder kan korrigera resultatet. Svagheter med metoden är att det är svårt bestämma brytpunkten enhetligt. Analyser visade att det minimala flödet överskattades jämfört med observationer av ett visst flödes konsekvenser på undersökta sträckor.

5.3.7 Biologisk/Hydraulisk metod

Hydrauliska parametrar som härrör från låglandsvattendrag och flödesrelationerna där används (Docampo och de Bikuna 1995). Metoden passar bra för en viss grupp av ekotyper (strömvattenekosystem) och är avsedd att säkra bevarandet av evertebrater på uppströmssträckor, som är inte förorenade. 60 % av våta perimetern ska bevaras och en hydraulisk metod används, som baseras på Mannings ekvation, för att beskriva våta perimetern som funktion av flödet. Metoden bygger på förutsättningen att mångfalden av arter av växter ökar med flödet. Modellen kalibreras mot biologisk mångfald och våt perimeter. Ytterligare undersökningar krävs för att verifiera Basque metoden, som utvecklats i Spanien.

5.3.8 Statistisk/hydraulisk metod: HEP/HSI

Dimensionerande vattenstånd fastställs med hjälp av komplexa hydrologiska och hydrauliska modeller (Duel, Pedroli och Laane 1966). Det är nödvändigt eftersom


49

minimalt flöde inte bestäms av enbart ekologiska krav. Komplex hantering behövs eftersom flöde också används till att späda ut föroreningar, upprätthålla båtfart, förhindra intrång av saltvatten, förnya grundvatten och försörja jordbruket. Utvärderingen sker med hjälp av PAWN system, HEP och HSI modeller. PAWN [Policy Analysis Water Management] är en beslutsmodell, som omfattar alla behov av vattenanvändning. HSI innehåller standarder för habitatkrav hos en rad arter och skiljer sig härvidlag inte från IFIM. Fördelarna med HSI är att modellen inkluderar officiella standarder för en lång rad arters miljökrav, och presenterar klara policyalternativ. Enligt några experter anses HSI förenkla alltför mycket. Metoden har haft tillämpning i både USA och i Holland.

5.3.9 Biotoper/funktionella habitat: Bygg block metod [BBM]

Omfattar hela ekosystemet, dvs. flodfåra, strandbälte, överdämningsområden, grundvatten, våtmark, mynning (King och Tharme 1994). För att bevara integriteten skall flödesschemat följa den naturliga säsongsregimens variation. Fältbesök, hydrauliska kurvor och övrig information används vid en workshop där flödesregimen slutligt bestäms. BBM fokuserar på de sträckorna som anses vara viktigast för hela vattendragets ekologi. Huvudprinciper är att

1. arter i vattendrag överlever i förhållande till basflödet, som ofta inträffar, men är också beroende av högre flöden som förekommer med viss intervaller

2. föreslagen flödesregim ska säkra förekomsten av naturliga biota och åstadkomma motsvarande naturliga funktioner i vattendraget, och

3. naturliga fluviomorfologiska processer kommer att upprätthållas.

BBM kan användas för vattendrag där det finns gott om observationer såväl som på andra platser där hydrologiska data är mer bristfälliga. Vid en tillämpning kan man inkludera element från IFIM, men det finns några väsentliga skillnader mellan IFIM och BBM. BBM använder inte detaljerade parametrar för att beskriva lämpliga habitat och intervaller av dimensionerande flöden och deras frekvens tas fram av en expertpanel.

5.3.10 Expertgrupp

Grundläggande rekommendationer utarbetas av en tvärvetenskapligt sammansatt expertpanel, som kan rekommendera ytterligare undersökningar av mikrohabitat, temperatur, vattenkvalitet osv. (Karim, Gubbels och Goulter 1995). Expertpaneler var tidigare av blandad karaktär (ad hoc och policy technique) och la mindre vikt på nationella riktlinjer. Största uppmärksamhet ägnades åt låga flöden under sommarmånaderna, p.g.a. allmänhetens intresse av förhållanden under framför allt denna årstid. Det finns mer strukturerade möjligheter idag, som kan utnyttja hela den samlade kunskapen hos experter med olika bakgrund; som uppfattar vattendraget som ett ekosystem; som snabbt reagerar på förändringar; jobbar med olika skalor, väljer nyckelfrågor och primära mål, och slutligen uppnår effektivitet med utvalda metoder.


50

5.3.11 IFIM

IFIM [Instream Flow Incremental Methodology] utvecklades av U.S. Fish and Wildlife Service (Bovee 1995; Wesche och Rechard 1980). Metoden förenar kunskap om en enskild arts eller flera arters miljökrav med en noggrann uppmätning och beskrivning av en strömsträcka under olika flödesförhållanden. Metodens viktigaste byggstenar är suitability index (SI) kurvor [preferens- eller lämplighetskurvor] för habitatvariabler (vattenhastighet, djup, substrat/bottentyp och skydd). Dessa kombineras med weighted useable area (WUA) [ett viktat värde av ett habitats lämplighet för en art]. Preferenskurvorna har för det mesta utgjorts av sammanställningar av olika studier, som har beskrivit vilka miljöförhållanden, som passar olika arter (främst fiskar; de mest använda preferenskurvorna gäller öring). En preferenskurva uppvisar i regel ett maximum där miljövariabeln är mest gynnsam för arten ifråga. Utanför detta optimum är sannolikheten lägre att den påträffas/trivs. Preferenskurvornas utseende varierar som regel med fiskens storlek och med årstiden. WUA beräknar man ur en formel på basis av mätningar gjorda i fält. Måttet beräknas för alla arter och stadier och för de vattenföringar, som är intressanta att jämföra. Vad WUA åstadkommer är egentligen en omräkning av en suboptimal ytas storlek till motsvarande yta med idealiska betingelser för arten. Vad IFIM gör är alltså att översätta en successiv ökning av vattenföringen till förväntad förändring av målorganismens antal. Om den resulterande kurvan, som beskriver förväntad mängd fisk som funktion av flödet uppvisar platåer eller maxima, kan flödena när dessa inträffar bilda utgångspunkt för diskussioner om lämpliga avvägningar mellan vattenföring för fiskens och vattenanvändarens krav (det handlar främst om kraftintresset, som periodvis kanske vill sänka flödet till låga nivåer, eller användare, som avleder vattnet för olika ändamål). IFIM ger alltså inget färdigt svar på hur stort minimiflödet bör vara.

IFIM innebär en förenklad hantering av komplexa samband. Trots att metoden beaktar betydligt mer information än vad enbart hydrologiska överväganden gör, har den kritiserats för bristande koppling till verkligheten. En sammanfattning av de viktigaste invändningarna med bemötande ges av (Annear and Conder 1984;Scott and Shirvell 1987;Mathur; Bason; Purdy, and Silver 1985;Morhardt 1986;Orth and Maughan 1986;Mathur; Bason; Purdy, and Silver 1986).

En viktig metoddel i IFIM utgörs av det dataprogram, som utför beräkningarna: Physical Habitat Simulation Model (PHABSIM).

5.3.12 PHABSIM - en modell som bygger på IFIM

PHABSIM är en modell som möjliggör att uppskatta ändringar i habitatförhållanden för utvalda arter beroende på modifieringar av rådande eller antagen flödesregim (Elliott m fl., 1996). Det möjliggör analys av betydelsen för fisk av hydromorfologiska ändringar och ingrepp, såsom invallning osv. Man kan också använda PHABSIM för att planera andra åtgärder än flödesändringar för att förbättra de ekologiska förhållandena i vattendrag.

Ingångsdata som behövs för att kunna köra PHABSIM är:


51

�� flodfårans geometri, vattenstånd och flödeshastighet i angivna tvärsektioner (fältdata);

�� kriterier för det fysikaliska habitatet gällande för olika stadier av akvatiska arter (sammanställs med hjälp av fältmättningar, beräkningar, expertomdömen och litteratur studier).

Den hydrauliska simuleringen beräknar hydrauliska parametrar i relation till vattenföring och de komponenter, som beskriver habitatet. Beräkningarna producerar alltså data om WUA (se ovan) på basis av de habitatkriterier, som är etablerade för varje art, som ingår i modelleringen. Kriteriet uttrycker samband mellan ett viktat index av det potentiella fysiska habitatet och vattenföringen. Utvärderingen görs för varje art eller livsfas, som är intressanta att ta hänsyn till. Habitattillgången, som den kan kvantifieras av PHABSIM, blir ofta störst vid årsmedelflödet, snarare än vid den högsta vattenföringen.

Undersökning av det fysiska habitatet kan kompletteras med uppgifter vattenkvalitet (t.ex. modellen QUAL2) och temperatur (t.ex. MIKE 21); hydrauliska och morfologiska processer (t.ex. Mike 11) för att utvärdera nuvarande och prediktera framtida förhållanden.

"Enhanced Stream Water Quality Model" (QUAL2E) är en steady-state-modell, som hanterar konventionella föroreningar i bl.a. i vattendrag och används för vattenkvalitetsplanering (Thomann och Mueller 1987). Den kan tillämpas för att prediktera effekter av olika grad av föroreningsbelastning. Modellen tar hänsyn till dygnsvariationer i meteorologiska data och effekter på vattenkvalitet; framförallt vad gäller löst syre och temperatur. Med hjälp av QUAL2E kan man undersöka variationer av löst syre orsakade av alger och respiration.

MIKE 21 är ett programpaket, som används för simulering av horisontell vattenströmning i två dimensioner. Om strömningsmönstret i djupled är intressant att studera, t.ex. vid temperaturskiktning, används programpaketet MIKE 3, som beaktar strömningen i tre dimensioner. MIKE 21 och MIKE 3 är lämpade för simulering av t.ex. sjöar, dammar och kustnära områden. Programmen ger möjlighet att studera bl.a. flöden, nivåvariationer, sedimenttransport, samt spridning och nedbrytning av föroreningar (DHI 1993).

Programmen är uppdelade i ett antal moduler som kan användas var för sig eller sammankopplade med andra moduler. I den hydrodynamiska modulen, som är programmets centrala modul, beskrivs strömningen (geometri, råhet, viskositet, vindhastighet m.m.). Beroende på tillämpningars behov använder man t.ex. vattenkvalitets-, advektions-dispersions-, tungmetall- eller sedimenttransport-modulerna tillsammans med den hydrodynamiska modulen.

MIKE 11 är ett modellverktyg för simulering av flöden, nivåvariationer, transport och nedbrytning av föroreningar samt sedimenttransport i vattendrag, kanaler och andra ytvatten som kan beskrivas med 1-D strömning (Chow, Maidment och Mays 1988).

MIKE 11 är användbart för såväl detaljerade, hydrauliska studier som mera övergripande översvämnings– och recipientstudier. MIKE 11 har en koppling till Arcview GIS för effektiv hantering, analys och presentation av geografiska indata och


52

för att åskådliggöra modellresultat. MIKE 11 kan användas integrerat med MIKE SHE och kompletteras då till ett mycket kraftfullt verktyg för våtmarksekologi.

PHABSIM kräver relativt stora arbetsinsatser och kan därför inte användas i varje tillståndsärende rörande flödesbestämningar. Den diskussion om begränsningar, osäkerheter och nackdelar vid användning av IFIM gäller fullt ut också PHABSIM. Det är t.ex. svårt att kalibrera metoden; sambandet med sedimenttransport och morfologi är inte explicit; integreringen med andra modeller (t.ex. vattenkvalitet) är svår etc. Till detta kommer den övergripande svårigheten att verifiera både de framräknade sambanden mellan ”ekologisk nytta” och det viktade värde av den sammanlagda betydelsen av bakomliggande faktorer. Vad gäller fisk, har man också svårigheten att förutse skeenden i flerartsamhällen som en komplicerande ingrediens (att modellen gäller för öring i ensamt majestät är ingen garanti för att öringar, som omger sig med en rad andra fiskar, skall reagera på samma förutsägbara sätt). Sällan är också vattendrag undantagna från fisketryck så länge att ett slags normaltillstånd, som speglar modellutfallet, hinner inträda. Denna kritik hindrar inte slutsatsen att IFIM med PHABSIM utgör en av de mer ambitiösa metoderna att skildra ekologiska förhållanden på ett konsekvent sätt och metoden används eller har nu tillämpats i alla världsdelar och klimatologiska situationer.

5.3.13 River System Simulator (RIMOS eller RSS)– ytterligare en modell som bygger på IFIM

RIMOS (River Modelling System) har utvecklats för att knyta ihop habitatvariationer med variationer i vattenflöde och temperatur (Killingweit och Fossdal 1994). Det är också en hydraulisk modell, som beräknar hastighetsfördelning i tvärsektioner på en undersökt sträcka av ett vattendrag. Modellen har använts i svenska projekt. Praktiska erfarenheter av RIMOS pekar på att flödeshastighet har ett avgörande inflytande på habitatkvalitet. Hydrauliska/habitat-modelleringar har också visat på att effekter av minskat lågt flöde beror av flodfårans form och att negativa effekter av flödesminskningar var mer tydliga på sträckor där vattendraget var brett och lugnflytande än i forsliknande avsnitt. Det har också tydligt framkommit att det inte finns ett "allmänt lämpligt minimalflöde", eftersom effekter av låga flöden beror av älvens morfologiska och hydrografiska egenskaper, samt vilka fiskarter som förekommer. RIMOS utgör likväl ett lämpligt instrument för att uppskatta sambandet mellan vattendrags hydraulik och habitat (Heggenes et. al 1996).

En sammanställning av de metoder för flödesdimensionering, som har prövats på olika håll i världen ges i kapitlets två avslutande tabeller (Tabell 4 och Tabell 5).


53

5.4 Användning av flödesnormer och metoder utomlands

5.4.1 Danmark

I Danmark har man i vattenmål i samband med vattenuttag utgått från rekommenderade minimala flöden baserade på vattenföringsstatistik. En praxis har utvecklats för avledning av vatten, som utgår från medianvärdet av lågvattenföringen, definierat som medianvärdet av årliga 1-dags minima (MM). Denna praxis har under senare tid ifrågasatts. Man vill bl a genom undersökningar etablera ett tydligare samband mellan ekologi och hydrologi för att se om nuvarande praxis är tillfyllest eller behöver ändras (Refsgaard 1999). Hänvisning har därvid skett till angreppssätt och metoder, som är i bruk utomlands (och som redovisas i föreliggande rapport).

5.4.2 Finland

Den finska lagstiftningen, som styr användning av vattenresurser och reglering av vattendrag, har varit mycket lik den svenska. I Finland, liksom i Sverige, har det viktigaste skälet till att reglera vattendrag varit vattenkraftutbyggnad. Omprövning av givna tillstånd kan ske för att minska betydande olägenheter, dvs. av samma skäl som den svenska vattenlagen medgav omprövning av villkoren för vattenreglering.

Det saknas också i Finland standardiserade metoder för dimensionering av flöden. Precis som i Sverige har i Finland prövning och utveckling av metoder som hjälpmedel för dimensionering av flöden hittills mest tilldragit sig vetenskapligt intresse.

5.4.3 Frankrike

Den franska lagstiftningen innebär att minsta tillåtna vattenföring vid redan existerande vattenregleringar inte får understiga 1/40 av den naturliga medelvattenföringen. För nya projekt är motsvarande siffra 1/10. Man tillämpar också en modell (Evaluation of Habitat – EVHA) för att simulera hur vattenföringsändringar påverkar fiskbestånden i strömmande vatten. Användningen av denna modell, som togs fram i ett samarbete mellan det statliga energibolaget EDF och Cemagref, är emellertid inte en laglig förpliktelse. Den franska lagstiftningen likställer numera skyddet för livet i vattnet med nyttan för andra vattenanvändare. Det uppmuntrar också användningen av modeller och andra vetenskapliga metoder vid flödesdimensioneringar.

5.4.4 Italien

Italien har inga utvecklade normer för bestämning av minsta tillåtna vattenföring i vattendrag. Det pågår emellertid ett vetenskapligt utvecklingsarbete inom området och modeller av typ 4 (jfr ovan) har bl a testats och utvecklats för floden Po.


54

Däremot innehåller den italienska lagstiftningen en klassificering av vattendrag, som kan ligga till grund för skydd eller åtgärder. Klassificeringen omfattar vattendrag, som mynnar i havet med totala avrinningsområden överstigande 200 km2 eller sammanflöden med totala avrinningsområden överstigande 400 km2. Vattendrag, som är torra mer än 120 dagar om året ingår ej.

Vid bestämning av miljökvalitet i dessa vattendrag tar man hänsyn både till vattendragets morfologi, fysikalisk-kemiska faktorer och ekologiska status. Den samlade bedömningen av miljökvalitet uttrycks med ett index (Indice Biotico Esteso – I.B.E.), som relaterar tillståndet till ett referens- eller typvattendrag (ostörda förhållanden). Varje region eller myndighet med ansvar för ett flodsystem väljer ut ett typvattendrag i bergstrakter och ett i slättlandskapet.

Även om det italienska systemet tydligtvis framför allt används för bedömning av föroreningssituationen, innehåller det element, som ansluter till den senaste svenska vattendragsutredningens filosofi för skydd och brukande av vattenresurser (Svensson and others 1994).

5.4.5 Japan

Japan har en folkmängd ca 15 gånger så stor som Sveriges, men landarealen är bara 85 % av den svenska. Kraven på hushållning med japanska vattenresurser är därför, generellt sett, väsentligt annorlunda än i Sverige. Precis som i Sverige är emellertid vattenresurserna ojämnt fördelade. Nära befolkningscentra och i jordbruksområden ges lite utrymme att tillgodose andra än fundamentala samhällsbehov av vatten, men i mer glesbefolkade delar av landet och där rekreationsintressen är framträdande vill man också upprätthålla flöden för att tillfredsställa ekologiska krav. I den vetenskapliga litteraturen, som är sparsmakad när det gäller uppgifter om dimensionering av flöden för sådana ändamål i Japan, finns det exempel på att man har tillämpat den nordamerikanska IFIM-metoden (kopplat till attraktiva och hotade strömfiskars miljökrav). Det förefaller i övrigt vara en dominans av studier av samband mellan hydrologi och vattenkvalitet i Japan, som är ett föregångsland när det gäller att utveckla reningsteknik. Flödets potentiellt utspädande betydelse har därmed successivt minskat.

Den japanska lagstiftningen är rigorös när det gäller förorening av vattendrag, medan användningen av vattenresurser balanseras mellan olika samhällsintressen och styrs av tillgång och efterfrågan.

5.4.6 Nederländerna

Nederländerna befinner sig i en situation, som är unik i denna delen av världen vad beträffar hantering av vattenresurser. Det faktum att en stor del av landet ligger under havets yta, innebär att man samtidigt måste hantera både yt- och grundvattenresurser. Denna hantering handlar till stor del om att bibehålla sötvattensresurser av hög kvalitet. Trots detta har även ekologiska kvalitéer stort utrymme i skötseln av vattentillgångarna i landet och man har ofta bestämt mål för flöden på basis av modellberäkningar (enligt PAWN – se nedan).


55

Nederländerna har en central myndighet (Rijkswaterstaat), som skapar övergripande direktiv för vattenanvändning och vattenkvalitet, men regionala direktorat fastställer hur dessa direktiv skall implementeras. Av speciellt intresse är att man har delat in landet i ekodistrikt, som medger att hanteringen av vattenresurser kan differentieras med hänsyn till markanvändningen. Därmed kan man balansera samhällsanvändning av vattenresurser mot mer renodlade naturvårdskrav.

5.4.7 Nordamerika (Kanada och USA)

Lagstiftning och praxis varierar mellan nordamerikanska stater. Man har numera i allmänhet fastställda krav på hur stora vattenmängder, som måste släppas fram. Traditionellt, har dessa beräknats efter rådande hydrologi, och det sker fortfarande när vattendragens biologiska förhållanden, inklusive fiskbeståndet, betraktas som triviala. Förekommer värdefulla fiskbestånd (förekomsten av andra grupper av organismer har sällan betydelse för beslutsprocessen) sker en mer noggrann bedömning av vattenbehovet, vanligen med tillhjälp av någon metod av typ 4 (jfr. ovan).

I Nordamerika har man också en lagstiftning, som gäller förekomsten av hotade arter (The Endangered Species Act). Denna lag har haft en del spektakulära konsekvenser när det gäller genomförandet av vattenregleringsprojekt. En planerad vattenanvändning, som riskerar att eliminera en hotad art, tillåts inte genomföras förrän det på vetenskaplig grund har visats att arten kan fortleva trots ingreppet; efter modifiering av projektet, eller i något annat vattendrag (efter introduktion).

När projekt väl är genomförda är emellertid möjligheten till modifieringar begränsade i Nordamerika. I västra USA gäller t.ex. ”först på plan har första rätt”. Därför finns det ett stort antal arter av både fiskar och ryggradslösa djur (framför allt flodlevande musslor), som har tillåtits försvinna eller som befinner sig under akuta hot att så göra.

I USA har man gått i bräschen för att använda metoder av typ 4 för att dimensionera flöden. Introducerad av U.S. Fish and Wildlife Service och universellt använd är därvid den metod, som går under namnet Instream Flow Incremental Methodology (IFIM). Metoden gavs en utförlig beskrivning ovan. Det skall dock redan här påpekas att IFIM inte ger svar på vilken flödesnivå, som är kritisk eller normgivande, utan metoden ger framför allt ett vetenskapligt underlag vid förhandlingar om flödesnivåer, eftersom den i ideala fall beskriver samband mellan vattenföring och ekologisk nytta.

5.4.8 Norge

Situationen vad beträffar reglering av flöden i Norge, liknar mycket den i Sverige. Vattenkraft utgör också i Norge det viktigaste ändamålet med att reglera vattendrag. Inte oväntat överensstämmer den norska lagstiftningen därför i stort med den svenska. Det skydd, som vissa svenska älvar åtnjuter mot vattenkraftsutbyggnad är emellertid svagare i Norge, där skydd för vattendrag enbart har antagits av Stortinget (precis som i Sverige baserat på resultatet av offentliga utredningar).

En annan viktig skillnad jämfört med Sverige är att man i Norge har ett centralt verk, Norges Vassdrags- og Energiderektorat (NVE), som ansvarar för både tekniska,


56

ekonomiska och miljömässiga bedömningar av projekt. Denna organisation har emellertid inte kunnat undanröja motståndet mot enskilda projekt, senast manifesterat i de våldsamma demonstrationerna mot Alta-utbyggnaden i början av 1980-talet.

Dimensionering av flöden har i Norge, precis som i Sverige, bedömts från fall till fall. Det finns förslag om att i framtiden för ändamålet använda enkla hydrologiska normer. Samtidigt har Norge mer än något annat nordiskt land arbetat med att utveckla sofistikerade modellverktyg som hjälpmedel vid beslut om minsta tillåtna flöden. Parallellt med detta har man också allsidigt analyserat andra metoder att bibehålla ekologiska värden där vattenföringen är starkt modifierad. Sådan forskning bedrivs både av NVE och på universitet och högskolor. Man har också utvecklat ett eget modell-instrument för ändamålet, vassdragssimulatorn (River Simulation System – se nedan).

5.4.9 Schweiz

Schweiz’ federala lagar föreskriver en absolut minsta tillåtna vattenföring baserad på enbart hydrologiska data (varaktighetskurvor). Den specifika situationen värderas emellertid också av de administrativa distrikten (Kantonerna) med hjälp av expertutlåtanden.

Den ekologiska forskningen i strömmande vatten i Schweiz har emellertid haft ett starkt uppsving senaste decennier och mer sofistikerade underlag för beslut diskuteras, bl.a. sådana som baseras på IFIM (se nedan).

5.4.10 Spanien

Lagstiftningen i Spanien innehåller krav på naturvårdshänsyn vid reglering och avledning av flöden. Den anger emellertid inte explicita standarder eller hänvisning till specifika metoder för dimensionering av flöden. Det åvilar istället den regionala administrationen att lämna anvisningar för hur man hanterar flödesreglering (inklusive att uttala vilka hänsyn, som skall tas). I Spanien utvecklar man också skötselplaner för avrinningsområden.

Under de utpräglade perioder av torka, som överlag råder i Spanien, har det länge funnits tendenser till överuttag av vatten. Detta har i sin tur lett till stora skador, inte minst på bestånden av strömfisk. Den spanska vattenlagen innehåller en paragraf, som explicit uttalar att vatten kan användas för återställning av störda miljöer (Escartin 1995). Det görs nu ansträngningar att bevara och återbesätta fisk i flera vattendrag och i samband med sådana ansträngningar bedrivs det också forskning kring samband mellan vattenföring och ekologisk nytta. I Spanien har man utvecklat flera olika metoder för detta ändamål (Basque och Basic flow – se nedan). Man har också testat IFIM.

5.4.11 Storbritannien

I Storbritannien har man länge haft en flodområdesbaserad hantering av vattentillgångar. Sedan ett 10-tal år tillbaka har man i England och Wales sett behov av


57

att införa mål för hantering av flöden (i Skottland med betydligt större vattentillgångar föreligger ännu inga uttalade krav på regler för bestämning av minsta tillåtna flöden).

Mål och metoder för flödesdimensionering är nu föremål för omfattande studium i Storbritannien. En sammanfattning av diskuterade principer och metoder, från vilken mycket av informationen i denna rapport härrör, har redovisats av Dunbar et al (1998).

Utvecklingen i Storbritannien har handlat om att först formulera ändamålen med flödesreglering (River Flow Objectives RFOs), bland vilka också ryms hänsyn till ekologiska förhållanden. När detta är gjort vidtar arbetet med att utveckla normer för minsta tillåtna flöden (Minimum Acceptable Flows - MAFs). Metoder, som kan användas för att bestämma miljökvalitetsnormer för flöden, måste beakta både förhållanden, som skall rymmas i RFOs och möjligheten till kvantitativ bestämning av MAFs.

5.4.12 Tyskland

Den tyska lagstiftningen vad gäller flödesdimensionering liknar i stort den svenska. Precis som i Sverige har behovet av att fastställa lägsta flöden främst varit kopplat till vattenkraftutbyggnad. De kriterier, som brukats i juridiska sammanhang, har hittills varit relaterade till enkla hydrologiska överväganden (metoder av typ 1 ovan).

I Tyskland har man också sedan länge bedrivit ett utvecklingsarbete för att finna mer ekologiskt relevanta samband mellan vattenföring och nytta. Just nu pågår utveckling av CASIMIR (Computer Aided Simulation Model for Instream Flow Requirements in Regulated Streams). Det är inte bara fiskars miljökrav som ingår i denna modell. Även bottenlevande evertebrater och strandzonen är element som ingår (Jorde 1996). Metoden är alltså av typ 4.

5.4.13 Österrike

Landet har en omfattande lagstiftning, som reglerar vattenavledning (reglering). Utgångspunkten idag är att skydda den ”ekologiska integriteten” i vattendrag. Vatten kan användas och avledas bara så länge den ekologiska integriteten inte påtagligt blir påverkad. Det finns en officiell standard för vad som menas med ”ekologisk integritet”, nämligen ”upprätthållande av alla interna och externa processer och egenheter och deras samspel med miljön på ett sådant sätt att det biologiska samhället motsvarar det naturliga tillståndet i motsvarande miljötyp, och där samhället upprätthålls genom naturlig reglering, tröghet och motståndskraft mot störningar i miljön”.

En så långtgående definition låter sig inte praktiskt hantera utan att en lång rad av mer precisa förhållanden också blir definierade, t.ex. yt- och grundvattenhydrologi, habitatstruktur, ”river continuum” (jfr. ovan), fysikaliska-kemiska parametrar, strandzoner, samt flora- och fauna-element. Den samlade bedömningen av ”ekologisk integritet” utnyttjar en 7-gradig skala; från ostörda till totalt förödda förhållanden i jämförelse med natur(referens-)tillståndet.


58

En stor svårighet är att definiera referenstillståndet, eftersom helt ostörda förhållanden numera knappast går att hitta. Man kan inte heller nöja sig med att använda en enda metod när man bedömer tillståndet i ett vattendrag eller predikterar effekten av åtgärder. I själva verket integreras i Österrike alla de ovannämnda grundtyperna av avvägningsinstrument (en sammanställning av de metoder, som tillämpas här eller i andra länder, redovisas nedan).

Det skall åter påpekas att lagen bara medger att nya projekt fullt ut omfattas av nu gällande krav. För äldre projekt har man begränsade möjligheter att drastiskt ändra vattenanvändningen.

5.5 Internationella vattendrag Floder som rinner från ett uppströmsliggande land till ett eller flera nerströmsliggande eller som bildar gräns mellan länder är internationella. FN Konventionen om användning av vattendrag för annat än sjöfart, antagen av generalförsamlingen år 1997, erbjuder ramar vid förhandlingar mellan länder om delning av internationell vattenresurser. Konventionen fastställer att länder som ligger längs vattendrag inte ska orsaka varandra väsentliga skador och att uppdelningen av vattenresurser ska vara skälig och grundas på jämlikhet (McCaffrey 1998). Principerna ska förverkligas genom förhandlingar mellan länder (Zaag et. al 2002). Eftersom jämlikhetsprincipen ges i generella termer finns det behov av klarare kriterier (Postel 1992). Hanteringen av de gemensamma resurserna i internationella floder har intresse också utanför direkt berörda länder, eftersom framtagning av lösningar erbjuder idéer om hur man kan gå fram även i mindre vattendrag, där olika intressen kolliderar. Internationella floder brukar i förhandlingar hanteras på två nivåer av en expertpanel. Experter från varje land förbereder beslutsunderlag enligt de regler och den praxis, som gäller i respektive land.

Nivå 1:

Grundläggande principer som gäller vid bestämning av landets eget vattenbehov är följande

�� människornas basbehov ska tillfredsställas (MB);

�� näringslivet (jordbruk och industri) ska ha tillräckligt med vatten för att klara sina verksamheter (NB);

�� en så stor flödesmängd ska lämnas kvar i vattendraget, att båtfart kan upprätthållas (BB);

�� ekologiska behov skall beaktas (EB);

�� övriga behov identifieras (AB).

MB har högsta prioritet och kan generellt uppskattas uppgå till 100 l invånare-1 dygn-1. NB beräknas med hjälp av normer, som anger vattenmängd per produktionsenhet varvid man utnyttjar produktionsstatistik. BB regleras ofta av speciella internationella avtal, till


59

exempel (Donaukommission 1948). EB och AB överlappar ofta varandra och bär mycket av lokalspecifik karaktär samt bestäms med hjälp av metodpraxis, som det enskilda landet infört. AB kan innefatta vattenbehov, som behövs för att upprätthålla en acceptabel grundvattenregim i landet, vilken i sin tur kan vara viktig för att tillfredsställa MB, NB och EB. Ett åskådligt exempel på hur brister i allsidig hantering kan slå är här sambandet mellan den regionala grundvattenregimen och flödesförhållandena på den gemensamma slovakisk-ungerska Donau-sträckan. Den naturliga flödesregimen försvann till följd av ett slovakiskt kraftverksbygge på denna sträcka, vilket medförde förödande konsekvenser; inte bara i Donau utan i hela regionen, eftersom grundvattenförrådet förlorade sin inströmningskälla.

Nivå 2:

Den internationella (bilaterala) expertgruppen samlas och parterna framför sina uppfattningar om den befintliga såväl som framtida flödessituationen (med hänsyn till planerad och prognostiserad utveckling). Det resulterande dokumentet kan vara väldigt brett och innefatta beskrivningar av hela årscykler med kvantifiering av magnituder (hög- och lågvattenflöden). Vad gäller lågvattenflödet bestäms intresset av landets läge i förhållande till strömriktningen. Utgångsläget är alltid att uppströmsliggande land vill sätta det minimala flödet mycket lågt medan nerströmsliggande land vill ha det så högt som möjligt. Den här strävan genomsyrar hela förhandlingsprocessen. Vid uppskattningen av egna MB och NB väljer båda parterna alltid metodvarianter som ger högsta möjliga utdelning. Vad gäller BB och EB finns det en tendens att ett uppströmsliggande land anger lägre värden jämfört med de som förordas av nerströmsliggande land. Man kan även se hur denna tendens till och med går igen i utvärderingen av ”objektiva” hydrologiska observationer.

På grund av de uppenbara meningskiljaktigheter rörande dimensionering av lågvattenflöden finns ett stort behov av internationella normer för att bestämma EB. Trots detta faktum saknas ännu etablerade metoder, som skulle kunna tillämpas gemensamt i avrinningsområden där flera länder har intressen. Grunden för dessa svårigheter ligger i att normer och metoder i första hand är lokala samt i att lagstiftningar skiftar (Seyam et. al 2000).

Den här översiktligt beskrivna metoden för flödesbestämning vilar på behovsstyrd fördelning av vattenresurser. I regioner där behovet av vatten är större än tillgången kan man tillämpa fördelningar enligt andra principer (Zaag et. al 2002), nämligen t.ex. att

�� vattenresursen fördelas jämnt mellan länder;

�� vattenresursen fördelas på basis av avrinningsområdets area i respektive land;

�� vattenresursen fördelas efter ländernas invånarantal

genom att införa begreppen ”grönt” och ”blått” vatten [En klassificering av förnybara resurser (Falkenmark 1995) där blått vatten är förnybart vatten, som förekommer i floder och akvifärer. Grönt vatten är en förnybar resurs, som finns i marken. Det härrör delvis från regn, som infiltrerar till rotzonen och används direkt av växter för biomassaproduktion genom transpiration. Grönt vatten är en mycket betydelsefull resurs för jordbruket och allmänt förbisedd vid kartläggning av vattenresurser] kan man erhålla tre ytterligare klasser i tillägg till ovannämnda kriterier.


60

De här redovisade principerna kan också tillämpas i Sverige om det uppstår dispyt mellan vattenanvändare. Den minimala vattenföringen, som bestäms enligt en så utvald princip ska också jämföras med de ekologiska krav, som identifieras längs vattendraget ifråga.

Det finns av FN och EU rekommenderade kriterier, som gäller vattenkvalitet kopplade till ekologiska förhållanden (Benedek och Laszlo 1981) Däremot finns ännu inga biologiska/ekologiska kriterier etablerade, som kan vägleda vid dimensionering av flöden (van der Zaag och Savenije 1999).

För närvarande verkar helhetslösningar, med etablering av också biologiska/ekologiska metoder som standard vid flödesallokeringar i internationella vattendrag, förbli fromma förhoppningar. Erfarenheter från situationer när man haft att tillgå relativt väldefinierade hydrologiska data och beräkningar visar att parterna ändå alltid lyckas finna olika siffror för samma parameter och att riktningen av meningsskiljaktigheter entydigt tenderar att ske till det egna landets favör.

En viktig erfarenhet från internationell praxis är att man måste klargöra principer, som i sammanhanget också är viktiga för EB, och i detta stycke upprätta mål för hela det aktuella vattendraget. Här kan man tänka sig att det bör bli lättare att nå konsensus om ekologiska jämfört med ekonomiskt betingade krav. Metoder som används kan dock komma att variera liksom resultatet/utfallet, dvs. hur långt man är beredd att tillmötesgå EB. I de stora vattendrag, som internationella floder i regel representerar, har expertinflytande en given plats i beslutsprocessen. Den norm som slutligt föreslås gälla för vattendraget ifråga kan emellertid bli resultatet av kompromisser; ett inte ovanligt resultat i både nationella och internationella sammanhang.

WDF [Water Framework Directive] kan förändra riktningen av den nuvarande fördelningen av vattenresurser genom att främja en institutionaliserad hantering även av ekologiska aspekter. Ekologisk och samhällelig vattenanvändning ges ju där nämligen nästan samma vikt (Giorgos and Butler 2001).

5.6 Övergripande slutsatser om begrepp och parametrar vid karakterisering av flödesförhållanden Betydelsen av begreppet ”minimala flöden” (i andra nordiska länder kallade ”minsta vattenföring”; i engelskan ofta benämnt ”instream flow”) varierar beroende på bl.a.

(i) de metoder, som landet eller regionen använder för att bestämma dess numeriska värde,

(ii) den rådande vattenregimen i vattendrag, som är föremål för studier;

(iii) redan etablerad vattenanvändning, och

(iv) anledningen till att värdet eller nivån av minimala flödet skall bestämmas/undersökas.


61

Ovannämnda element, som också påverkar själva begreppet ”minimala flöden”, överlappar delvis varandra. Man kan också notera att det "minimala flödets" storlek är tids- och arealberoende, dvs. kan variera inom året och inom eller mellan avrinningsområden.

Metoder som länder använder kan vara väldigt enkla och baserade enbart på hydrologiska observationer, t.ex. den lägsta vattenföring, som har förekommit under den tillgängliga observationsperioden eller under vissa delar av året. Andra metoder kan bygga på mer sofistikerade statistiska analyser av tidsserier. Man kan också samtidigt analysera vattenregim, vattenkvalitet och vattenanvändning för att beräkna intervall av önskvärda låga flöden.

Geografiska förhållanden, som påverkar definitionen av ”minimala flöden” kan exemplifieras med att total uttorkning av flodfåran är en normal och årligen återkommande företeelse i vissa länder, medan torrläggning i Sverige nästan uteslutande är resultatet av antropogena ingrepp.

5.6.1 Begrepp relaterade till flödesdata

5.6.1.1 Karakteristiska vattenföringar

I hydrologiska sammanhang, inte minst i Sverige, använder man ett antal statistiska begrepp för att beskriva flödesregimer i vattendrag (Lindh och Falkenmark 1972; Linsley m fl., 1988). Högsta högvattenföring (HHQ) är det högsta registrerade dygnsvärdet under den studerade perioden; Medelhögvattenföring (MHQ) är medelvärdet av de enskilda årens högsta dygnsvärde under samma period; Medelvattenföringen (MQ) är medelvärdet under perioden; Medellågvattenföringen (MLQ) definieras som medelvärdet av de enskilda årens lägsta dygnsvärde under perioden, och Lägsta lågvattenföring (LLQ) är det lägsta dygnsvärdet under perioden. Dessa värden kan tillsammans ge en grov uppfattning om ett vattendrags hydrologiska karaktär.

5.6.1.2 Varaktighetskurvor

Ett flödes varaktighetskurva (FVK) utgör en mycket informativ och vanlig metod att karakterisera flödesregim och bygger på data, som omfattar hela spektret av olika vattenföringar (Smatkhtin 2001). Om vi förutsätter att vattenkvalitet/ekologi har en stark korrelation med vattenföring, är FVK ett stark instrument som grund för att bestämma minimala flöden under tiden som FVK omfattar. Eftersom FVK har egenskaper som ger nyttig information för att beskriva förhållanden under lågvattenperioder, använder man ofta FVK i hydrologiska och andra vattenanvändningsberäkningar. FVK ger en bekväm utgångspunkt för diskussion om lämplig definition av lågflödesdomänen och därför används FVK ofta i projekt som syftar till att bestämma normer för lågflödesregimer.

Konstruktionen av varaktighetskurvor av flöden kan bygga på olika tidsserier, t.ex.

- dygnsmedelvärden under ett år på basis av serier, som omfattar

i hela året


62

ii (kritisk) årstid

iii varje månad

- årsmedelvärde för hela den tillgängliga observationsperioden

- månadsmedelvärde för

i hela året

ii månadsvis, etc.

Det första steget vid konstruktion av varaktighetskurvor är att arrangera flödena i en tidsserie med successivt minskad vattenföring. Vid varje avsatt värde på flödet beräknas hur många procent av hela tidsserien, som samma eller större än angivet värde infaller. Den grafiska versionen av FVK har en horisontal axel med en skala från 0 till 100 % och en vertikal axel, som omspänner alla observerade vattenföringar. Den resulterande varaktighetskurvan karakteriserar, eller utgör ett fingeravtryck av, den typiska vattenregimen i det studerade vattendraget. Det finns en lång rad metoder, som används till att bestämma sannolikhet och/eller parametrisk representation av varaktighetskurvor.

Den del av FVK, som representerar lågflödesregimen, ger information om tillflödenas karaktär. Om kurvan i lågflödesintervallet är relativt flack kan man anta att ett betydande grundvattentillskott förekommer. Om vattendraget avrinner från en sjö närmar sig kurvan istället asymptotisk en nedre gräns.

Man använder resultatet av sådana analyser för att erhålla information om dimensionerande minimalvärde, vilket varierar beroende på använd norm. Inte sällan ser man t.ex. 95 % (Q95%) varaktighet som dimensionerande minimalflöde. Med ”dimensionerande flöde” menas här det flöde, som om vattensystemets mest känsliga komponenter anses tåla. Överskrids värdet är allt frid och fröjd. Underskrids det dimensionerande flödet måste man räkna med att skador uppstår.

Själva tidsserien, som används för att bygga varaktighetskurvan kan alltså bestå av medeldygnsvärde för hela året eller för vissa årstider. Oftast ligger medelmånadsvärde till grund för varaktighets- och/eller sannolikhetsberäkningar som producerar Q95%. Det betyder att man kan använda varierande värden under året. I andra fall väljer man det lägsta Q95% från alla månader sammantagna och detta blir då dimensionerande värde. Det förekommer bl.a. i Central-Europa att man väljer den torraste sommarmånaden som standard i detta sammanhang. Varaktighetsanalys på medelmånadsvärden producerar andra dimensionerande värden, t.ex. Q80% .

Ett antal av de här uppräknade metoderna för flödesdimensionering testades i New Brunswick, Kanada (Caissie, El-Jabi och Bourgeois 1998). De hydrologi-baserade teknikerna inkluderade Tennants metod, 25 % av årsmedelvattenföringen (Mean Annual Flow - MAF), medianmånadsflödet (Q50), 90% varaktighet (Q90) och en lågflödesfrekvensmetod (7Q10). Den habitatpreferensmetod, som testades var PHABSIM applicerad på Atlantlax. PHABSIM-modellen kalibrerades på basis av hydrauliska karakteristika där djup, vattenhastighet och substrat ingick för tre olika vattenföringar. Resultatet användes sedan för att simulera habitatförhållanden också för andra värden på vattenföring. De tekniker, som baserade sig på hydrologi, såsom Tennants metod, 25 % MAF och Q50 gav likartade resultat, framför allt under


63

lågflödesperioder, nämligen 0,20 m3·s-1, 0,16 m3·s-1 respektive 0,13 m3·s-1. Som kontrast gav Q90 och 7Q10 mycket låga vattenföringar under perioder med naturligt låga flöden; som lägst 0,050 m3·s-1. Användningen av PHABSIM, visade att maximala utsträckningen av lämpliga habitat för lax (uttryckt som weighted usable area - WUA), sammanföll nära med årsmedelvattenföringen. I sammanfattning visade denna jämförelse att fiskhabitatet minskade med mellan 30 och 80 % i förhållande till PHABSIM-modellen, beroende på vilken av de hydrologiska metoderna som tillämpades.

5.6.1.3 Frekvensanalys

En frekvensundersökning ger information om sannolikheten för att vissa minimala vattenföringar uppträder under åren. Man kan då beräkna eller avläsa en återkomsttid (t.ex. 100 år), som anger hur ofta ett värde större eller lika med det angivna värdet förväntas uppträda. Eftersom observerade tidsserier vanligtvis är otillräckliga för att uppskatta återkomsttiderna (speciellt de som gäller extrema flöden) anpassar man teoretiska fördelningar till empiriska kurvor. Det finns en rad rekommendationer om vilken typ av teoretiska kurvor som bäst passar till lågflödesserier.

Varken FVK eller återkomsttid kan beskriva sådana störningar i lågflödesregimen som rör antal dagar när ett visst värde underskrids; den vattenvolym, som saknas under en viss tid; eller vattenbristens (underskottets) djup, dvs. avståndet mellan gränsen för minimalt flöde och lägsta underskridande värde. Två FVK kan t.ex. ha liknande form, men den ena representerar ett vattendrag med få och långa perioder med vattenföring underskridande ett angivet flöde, medan ett annat vattendrag kan ha frekventa, men kortvariga episoder av vattenbrist med samma totala varaktighet som det förra vattendraget. Man kan förbättra beskrivningen av lågflödesrelaterade störningar, t.ex. genom att bestämma partiella fördelningen av vattenföringen under de perioder, som flödet ligger under det definierade minimala (Höybye J.and Iritz L., 1997).

5.6.1.4 Basflödesanalys

En ytterligare viktig parameter i hydrologiska beskrivningar är det basflöde, som tillförs från olika akvifärer (vattendepåer) i form av andra vattendrag, sjöar och glaciärer. Det finns en rad grafiska och analytiska metoder, som kan hjälpa till att i hydrografer (åskådliggjorda vattenföringsdata) separera basflöden från ytvattenavrinning (Hall 1971). Basflödet har en årsregim, som å ena sidan beror på hydrografiska och hydrogeologiska förhållandena och å andra sidan på den rådande hydrologiska och meteorologiska situationen. Under vårflodens stora ytavrinning ökar således även basflödet. Efter snösmältningens och/eller regnperiodens slut sjunker både ytvattentillskottet och basflödet, men vikten av det senare ökar då och blir så småningom helt dominerande. Karakteristiska värden på basflödet kan vara en hjälp när man definierar minimala flöden i ett visst område och t.o.m. när man utformar en vattenhushållningsstrategi under torrtider.

Basflödens utseende och recessionskurvor (recessionskurvor beskriver hur vattenföringen avtar i ett vattendrag när ingen ny nederbörd tillförs) hänger nära samman (Smatkhtin 2001). Avrinningsområdens akvifärer töms på vatten under torra perioder. Tömningen av avrinningsområdet kan beskrivas med hjälp av exponentiella kurvor. Tömningsprocessen kan genomgå flera faser, som först beror på vattendragets vattenhållande karaktär och senare av utseendet hos den akvifer, som just håller på att


64

tömmas. De här delprocesserna har olika karaktär och till följd av detta bestäms recessionskurvorna av olika parametrar under olika faser och påverkas också av hydrogeologiska, och hydrografiska förhållandena (t.ex. sjötäthet). Man kan konstatera att basflödesrecession är den viktigaste processen för lågflödesregim.

5.6.2 Metoder baserade på annan information

Om man definierat en lågflödesdomän på en viss sträcka av ett vattendrag kan man undersöka vilken effekt förändringar i flödesregimen skulle kunna ha bl.a. på ekologiska förhållanden. Man bör samtidigt utvärdera följderna av eventuella begränsningar, som man lägger på vattenanvändningen för att bibehålla ekologiska värden eller upprätthålla en situation, man bedömer skulle ha utvecklats i avsaknad av människans påverkan på flödesregimen.

Som redan framhållits är det inte praktiskt möjligt att allsidigt beskriva samband mellan ekologiska förhållanden och deras beroende av en eller flera omvärldsfaktorer, t.ex. flöde. Man väljer istället att utgå från olika typer av indikatorer och analysera förändringar hos dessa som funktion av studerade fysiska processer:

5.6.2.1 Vattentemperatur

Vattnets temperatur kommer att svänga hastigare om man reducerar vattenföringen, dvs. den återstående vattenmassan värms upp men kyls också av inom en kortare tid än den ursprungliga större volymen. Om vattenföringen sjunker dramatiskt kommer också bottensubstratet att ha en helt annan temperaturregim än naturligt. Under vintern kan det i sådana situationer uppstå en ökad risk för bildning av ankaris. Bottenis förekommer också oftare om vattenståndet är lågt.

5.6.2.2 Erosion, transport och deposition

Alla de tre processer, som har betydelse för utvecklingen av ett vattendrags morfologi, dvs. erosion, transport och deposition, beror av vattnets hastighet, vilken i sin tur påverkar de hydrauliska förhållandena, samt storleken och formen hos transporterat material. I ett naturligt vattendrag alternerar sträckor med övervägande erosion och övervägande deposition. Övergången mellan dessa utgörs av transportsträckor. En minskning av vattenföringen innebär att erosions- och transport-förmåga sjunker och att depositionen ökar på den berörda sträckan. Det betyder också att på en efterföljande sträcka med högre flödeshastighet blir vattenmassan mer omättad med sediment, varför erosionen ökar jämfört med tidigare.

5.6.2.3 Vattenkemi / kvalitet

I områden där människans aktiviteter är små, blir vattnets kemiska kvalitet under högflödesperioder, såsom snösmältning, präglad av ämnesdepositionen från atmosfären. Vid lågvattenflöde domineras vattnets sammansättning av kemiska substanser som läcker från jorden och berggrunden som följd av vittring i de jordlager, som mark- och grundvattnet genomströmmar. Om reglering, vattenuttag eller något annat ingrepp minskar flödet i ett vattendrag kan betydelsen av utströmningen av grundvatten antingen öka eller minska, beroende på nerströmsliggande tillflödens karaktär. Intensiv markanvändning, t.ex. förekomst av gödslad jordbruksmark eller dränage av urbana


65

miljöer, kan då också ha väldigt stor påverkan på vattenkvalitet. Utsläpp i vattendrag eller lokala förekomster av rörliga ämnen i marken (t.ex. från varphögar och andra deponier) har över huvud taget stor betydelse för vattenkvalitet vid låga flöden. Ett vattendrags normala funktion som recipient (även av naturligt bildade nedbrytningsprodukter) kan alltså försämras om man minskar lågvattenflödet eftersom utspädningseffekten då blir mindre och syresättningen av vattnet kan reduceras.

5.6.2.4 Indikatorarter och fundamentala ekologiska processer

Man kan undersöka effekter av minskat lågvattenflöde på enstaka processer eller följa förändringar av mer integrerad karaktär. Den första typen av undersökning kan ta sikte på att studera ett välkänt nyckelfenomen, som har visats ha avgörande betydelse för ekologisk status och/eller för fortsatt möjlighet till en mångfald av olika vattenanvändningar. Den centrala frågan är här att hitta den process, som är bestämmande och vilka ytterligare effekter lågvattenflödena medför. Alternativa filosofier för att åstadkomma en förenklad (=billigare och mindre tidskrävande) hantering av orsak och verkan kan utgå från någon dokumenterat känslig indikator eller särskilt skyddsvärd organism. Vanligast är dock att man väljer sin indikator bland de organismer, som har stort intresse för användargrupper, t.ex. sportfiskare. Indikatorerna utgörs i sådana fall av någon attraktiv sportfisk (för det mesta lax eller öring), varvid man försöker översätta vattenföringen till produktion eller avkastning av denna organism. Detta senare angreppssätt är tveklöst vanligast.

För att bestämma samband mellan vattenföring och ekologiska förhållande i vattendrag krävs stora utredningsresurser. För att förenkla kartläggningar av enstaka processers fortplantning genom hela den ekologiska kedjan, söker man finna index, som integrerar det ekologiska allmäntillståndet i vattendrag. Biotiska parametrar kan vara vattenväxter, bottenfauna, fisk, fåglar, däggdjur eller andra organismer. Integrerade index är lämpliga för att utvärdera följderna av ändringar i lågvattenregim, eftersom de utgår från hela ekosystemet. Det skall åter påpekas att hushållning med utredningsresurser kräver ett strategiskt val av organismgrupper. Det är då naturligt att välja sådana om vilka kunskapen är tillräckligt stor för att generera ett gott beslutsunderlag. Grupper av organismer vars utbredning och ekologi är relativt välkänd utgörs av högre växter (örter), bottenfauna, och fisk (Borg och Herrman 1996).


66

Tabell 4. Sammanfattning av mest tillämpade beräkningsmodeller

Metod (Land) Beskrivning Hydrologiska metoder 7Q10 (olika) Låg vattenflöde som varar sju efterföljande dagar och förekommer en gång var tio år. Den här normen används

för att bestämma vattenföring i vattendrag för utspädning av avloppsvatten. Det underskattar minimalflöde (”instream” flöde).

Q347=95% (olika, ofta i UK) Vattenföring som nås eller överskrids 347 dagar per år (95% varaktighet). Den här normen används ofta bl.a. som en första approximation, och biologiska och ekologiska index testas mot detta värde. Normen saknar information om variation och inom året och om längden av förekomsten av olika flöden.

Tennant (US) N Procenten av årsflöde bestäms för olika ekologiska funktioner och gränserna anges som 10% för överlevnad, 30% tillfredställande ekologiska villkor osv. Normen har kalibrerats för Centrala-västra US och modifierad för månadsfördelning. Den används också i andra stater i US.

ABF (US) Medianflöde i augusti eller median av lägsta minimala flödena under de månader då fiskleken inträffar. AUG80% (Ungern) 80 % av mångårigt flöde i augusti. Det här värdet används som dimensionerande flöde. Vattenanvändning

(vattenuttag, båtfart, kraftproduktion osv.), vattenkvalitet samt ekologiska krav testas samtidigt. Problemet är att om man begränsar till exempel maximalt tillåtet vattenuttag pga. AUG80% då inskränker man onödigt vattenuttag under sommarperioderna när det finns större vattenresurser i vattendrag.

NGPRP (US) Man grupperar åren i torra, normala och blöta klasser och tar sen 90% av årsflödet i normalgruppen. Hoppe (US) Man bygger varaktighetskurvor av dygnsvattenföringsdata och testar och anger olika värdena för olika faser i

öringens utveckling. Statistisk analys av historisk hydrologisk data

Texas (US) N Varierande procentandel av median månadsflöde som testas mot ekologiska förhållandena. Basflöde (Spanien) Väljer karakteristiska flöden för olika typer av vattendrag. Tar hänsyn till lågflödesfrekvens och varaktighet.

Författarnas målsättning var att hitta ett biologiskt lämpligare lågflödesindex än till exempel Q95% utgör. Intervall av hydrologiska variationer [RVA] (US)

Beskriver hydrologiska förändringar och inkluderar konsekvensuppföljning samt analys av normer. RVA fokuserar på sträckor där ekosystem har primär betydelse, dvs. liknar BBM.

Kompletterande insamling och analys av biologisk och hydraulisk data hydrologisk data

Hydrauliska metoder


67

Våt perimeter (US, Australia) Man söker brytningspunkt på kurvan våt perimeter avsatt mot vattenföring, dvs. man genomför en hydromorfologisk analys. Varken vattendjup eller flödeshastighet räknas i explicit form. Tekniken beaktar inte säsongsmässiga variationer, men kan anses som ett lämplig instrument om kompletterande metoder kan korrigera.

Singh (US) Parametrar ska kunnas regionaliseras för PHABSIM och andra hydraulik-habitat metoder. Metoden uppskattar parametrar som gäller hela avrinningsområdet. Andel av årsmedelflöde som behövs för god ekologi kan minskas om den intressanta sträckan är belägen långt nerströms.

R2 Cross Man simulerar vattendjup och vattenstånd över grunda sträckor och använder fältmätningar för detta. Förenklad PHABSIM-studie ger liknande resultat.

Biologiska/hydrauliska metoder

RIVPACS (UK) Analys metod som stödjer användare att bestämma minimala flöde för invertebrater. RIVPACS karakteriserar relation mellan flöde och stress orsakad av vattenbrist (torka).

Basque (Spanien) Hydrauliska parametrar som härrör från låglandsvattendrag och flödesrelationer används. Metoden passar bra för en viss grupp av ekotyper (flödesekosystem).

HQI (US), HABSCORE UK Regressionsmodeller har lokal- och ekotypspecifik karaktär och användes till att förutsäga biomassaproduktion. Statistisk hydraulisk metod Statistiska modeller används till att förutsäga frekvensfördelning av fysikaliska habitat. ’Habitat’, expert utlåtande The nyckelrekommendationer utarbetas gränsöverskridande av expertpanel som kan rekommendera ytterliggare

undersökningar av mikrohabitat, temperatur, vattenkvalitet osv. HEP/HSI (US, Holland) Dimensionerande vattenstånd bestäms av en komplex hydrologisk hydraulisk modell och sen utvärderas av

PAWN system och HSI modell som innebär standardriktlinjer för habitat. HSI är en allmän arealmetod som är svårt att skilja från IFIM. HSI är en allmän arealmetod som är svår att skilja från IFIM.

Biotoper / funktionella habitat Metod som utvecklas mot habitat-baserade lösningar och som kopplar till artförekomster. Det behövs fältjämförelser med andra metoder för att metoden skall kunna bedömas.

Holistisk metod (Australia) / Bygg block metod [BBM] (SAR)

Omfattar hela ekosystemet, dvs. flodfåra, strandbälte, överdämningsområden, grundvatten, våtmark, mynning. För att bevara integriteten skall flödesschemat följa den naturliga säsongsregimens variation. Fältbesök, hydrauliska kurvor och övrig information används vid en workshop där flödesregimen slutligt bestäms. BBM fokuserar på de sträckorna som anses vara viktigast för hela vattendragets ekologi.

Expertgrupp Fältbesök av interdisciplinär expertgrupp för att syna specifika flödessituationer, ofta nedströms regleringsanordningar.

IFIM (US, Spanien, Österrike osv.)

Koncept - ansats att integrera ekologiska krav i vattenplanering. Den här metoden används i många länder.

PHABSIM [PHysical HABitat SIMulation system] (US)

Fyskaliska modell som simulerar mikro-habitat. Utvecklades redan för ett par decennier sedan men anses mycket sofistikerad även idag.

RHABSIM [Riverine HABitat SIMulation] (US)

Kommersiell version av PHABSIM.


68

FRC [Fish Rule Curve] (Kanada) N

Kanadensisk metod för användning av PHABSIM / fysikaliska habitat tidsserier för att hitta minimalt, medel och optimalt värde för fysikaliska habitat i vattendrag.

RYHABSIM (New Zeeland) Mikrohabitatmodell som bygger på liknande principer som PHABSIM, men som inkluderar färre alternativ. RSS (Norge) Mikrohabitatmodell. EVHA [Evaluation of Habitat] (Frankrike, Finnland)

Mikrohabitatmodell. EVHA använder en förenklad hydraulisk modell och en alternativ ekvation men liknar i allt väsentligt PHABSIM.

HABIOSIM (Kanada) Mikrohabitatmodell. CASIMIR [Computer Aided SImulation Model for Instream Requirements] (Tyskland)

Modellen (ett forskningsverktyg) används till att utvärdera konsekvenser av vattenkraftanvändning. Modellen är avsedd att göra simuleringar på flodsträckor och baseras på beräkningar av den kraft som vattnet utövar på organismer (shear stress). Arealupplösningen är detaljerad och inkluderar moduler för kalibrering, alternativ kraftverksgrafik, habitatmodell, tidsserieanalys och ekonomisk analys.

Fleckinger metod (Spanien) Fysikalisk habitat simuleringsmodell. RCHARC [Riverine Community HAbitat Restoration Concept] (US)

Habitat-hydraulik från referenssituationer jämförs med alternativa scenarier.

AGIRE (France) Modellen sammanför data i GIS och innehåller ”information om laxöringens krav på uppväxtområden”. Notering: N betyder nyckelmetod.


69

Tabell 5. Sammanfattning indata och processer i beräkningsmodeller

Flöde Biologisk Hydraulisk Metod Se upp index

Timserie (observerad)

Timserie (syntetisk)

Historisk biotik

Ny biotik

Historisk biotik/habitat

Ny biotik/habitat

Nuvarande Historisk

7Q10 H Q347=95% H Tennant H ABF H AUG80% H NGPRP H Hoppe H S Texas H S H O O Basflöde H S Intervall av hydrologiska variationer

H O

Våt perimeter H H Singh H R2 Cross H RIVPACS H H O Basque H H HQI, HABSCORE

S H, Me

Statistisk hydraulisk metod

H S, Me O

Biotyper / funktion habitat

H, Me S, Me

Holistisk metod / Bygg block metod

H S / H

O O O O H O

Expertgrupp H H


70

Flöde Biologisk Hydraulisk Metod Se upp index

Timserie (observerad)

Timserie (syntetisk)

Historisk biotik

Ny biotik

Historisk biotik/habitat

Ny biotik/habitat

Nuvarande Historisk

IFIM + versioner

H H H, Mi, Me och Ma

PHABSIM osv. 1 – Mi H, Mi H CASIMIR H O H, Mi H Fleckinger metod

H

RCHARC H H H H Förkortningar: H – huvud / nyckelelement, S – sekonder element och O – option. Skala av habitat metod: Mi – mikro, Me – meso och Ma – makro.


71

6. Förslag till framtida hantering

I detta avsnitt görs ett försök till sammanfattning och analys, samt diskuteras några viktiga principer för hur miljökvalitetsnormer för flöden skulle kunna utformas i Sverige.

6.1 Det breda perspektivet på normbildningen Den redovisning av naturförhållanden i rinnande vatten, som gavs ovan, och de försök, som gjorts på olika håll i världen att identifiera och utveckla normer kopplade till flödet, ger vid handen att det finns ett antal olika aspekter, som kan utgöra grund för normbildning. Dessa aspekter omfattar hydrologi, vattenkvalitet, ekologi, skydd, ekonomi, estetik och övrigt. I diagramform kan dessa aspekter beskrivas i ett cirkeldiagram, där hela cirkeln får representera summan av alla tillgängliga aspekter. Således tänks att det inte finns några aspekter som faller utanför denna beskrivning (Figur 19).

Övrigt ?

Skydd

Ekologi

Vatten-kvalitet

Hydrologi

Ekonomi

Estetik

Figur 19. Olika aspekter som kan utgöra grund för normbildning

Var och en av dessa aspekter uppvisar såväl fördelar som nackdelar när det gäller att tjäna detta syfte för normbildning. En översiktlig utvärdering av för- och nackdelar samt beskrivning av tillämpning och parametrar ges i Tabell 6.

Beskrivningen kastar i någon mån perspektiv på uppdraget att ta fram miljökvalitets-normer för flöden i våra svenska vattendrag. I huvudsak befinner vi oss den blåa hydrologiska sektorn men vill söka stöd främst från den gröna ekologiska.


72

Tabell 6. Utvärdering av aspekter som kan utgöra grund för normbildning

Aspekter Fördelar Nackdelar Tillämpning (exempel, relevans)

Parametrar

Hydrologi (naturlig)

Kriterium relativt entydigt definierat; god tillgång på underlagsdata (medelvattenföring, högsta högvattenföring, lägsta lågvattenföring, varaktighet etc.)

Svag eller svårpåvisbar koppling till ekologiska förhållanden i enskilda vattendrag

Vanligaste kriteriet för bestämning av minsta tillåtna vattenföring

Flöde (volym/tid) Djup (m) Omsättning (tid) Hastighet (sträcka/tid) Flödesvariation

Vattenkvalitet Normbildning redan välutvecklad; billigt att mäta

Vattenkvalitet i Sverige i allmänhet god överallt; därför låg koppling till vattenmängd; enstaka episoder (t ex försurning, tillfälliga utsläpp) kan missas av diskret upplagt provtagningsprogram

Ingår främst som del i sammansatta normer

Surhet (pH) Näringsämnen Toxiska ämnen Grumlighet

Ekologi Ligger nära eller är identisk med naturvårdsmål

Dyrt att utreda i enstaka vattendrag Här sker den mesta forskningen och utvecklingen, men tillämpningar är ännu få

- fisk(e) Stort allmänintresse (mångfald och biologisk avkastning)

Relativt komplexa samband mellan vattenföring och kriterium

Vanligaste kriterium, när man vill avlägsna sig från rent hydrologiska överväganden

Öring

- indikator Känslig spegel av miljötillstånd; stor utbredning; etablerat samband mellan kriterium och andra naturvärden

Ofta komplext samband mellan kriterium och vattenföring; kan visa sig dyrt att använda i enstaka vattendrag

Möjlig tillämpning har i detta sammanhang främst kommit att studeras av forskare

Flodpärlmussla

- system Beaktar flera viktiga och ibland oberoende egenskaper i miljön; ligger nära eller överensstämmer med yttersta naturvårdsmål

Mycket dyrt att kartlägga; generell hantering riskerar att försumma förhållanden som är viktiga men lokalspecifika

Ännu på forskningsstadiet, men embryon till systemtänkande finns i vissa länder, ex. Österrike

Biologisk integritet Habitatrepresentation Fungerande nyckelprocesser


73

Tabell 6. (forts) Utvärdering av aspekter som kan utgöra grund för normbildning

Aspekter Fördelar Nackdelar Tillämpning (exempel, relevans)

Parametrar

Skyddsaspekter (exvis mot skadligt höga eller låga flöden)

Stark koppling till förhållanden av stort samhällsintresse; ofta etablerade samband mellan åtgärder och beräknad nytta

Ofta motstridighet mellan kriterium och naturvårdsmål (ffa vad gäller höga flöden); starkt markanvändningsberoende och därmed med reducerad direkt koppling till flödesreglering

Variationer av riskbedömningar och åtföljande skyddsåtgärder finns i de flesta länder

Uttryck i form av risk

Ekonomi Kopplar till vattnets nyttjande; etablerade metoder finns för de förhållanden, som samhället har betraktat som viktiga

Svagheter eller frånvaro av generellt accepterade metoder för att hantera exempelvis biodiversitet. Sannolikt många gånger svag koppling mellan kriterium och naturvårdsnytta

Är det kriterium, som med varierande utformning, har störst användning

Vinster, avkastning (mätt eller förväntad) eller kostnader uttryckta i kronor och ören

Estetik Har tveklöst haft betydelse vid vissa landskapsbildningar, t.ex. spektakulära vattenfall, men flödesdimensioneringen har då skett på basis av lokalspecifika överväganden

Övrigt Båtfart (navigation) och bruk av översvämningsmarker har ibland fått ligga till grund för flödesdimensioneringar


74

6.2 Inga enhetliga internationella förebilder Genomgången av hur flöden, framför allt lägsta ”tillåtna” vattenföringar, hanteras i andra länder ger vid handen att det sällan förekommer enhetliga normer för deras dimensionering. Det har uppenbarligen att göra med att reglering av flöden i många fall har stor samhällelig betydelse och att prioriterad vattenanvändning ger begränsade möjligheter att ta andra hänsyn, t.ex. till miljön. Man skall också komma ihåg att vattentillgångar varierar extremt mycket mellan olika regioner, beroende på topografiska/klimatologiska förhållanden, och att också detta påverkar friheten att använda vatten för olika ändamål. Man kan generellt konstatera att områden med små vattentillgångar, där vatten skulle få relativt stor betydelse om det avsattes för att tillgodose rena naturvårdsändamål, är särskilt starkt begränsade beträffande möjligheter att minska vattenavledningen till jordbruk, hushåll och industrier.

6.3 Regionala skillnader inom landet Sverige har generellt stora vattentillgångar, men inom landet blir det tydligt att det också här finns varierande grad av konkurrens om vattnet. I slättbygderna (framför allt södra Skåne och Öland) är tillgängliga vattenresurser redan idag otillräckliga. De nuvarande uttagen för exempelvis bevattning är här så stora att vattendragen periodvis är helt torra i sina nerströmsdelar. I norra Sverige, dit den huvudsakliga vattenkraftproduktionen är lokaliserad, är många älvar starkt modifierade och även om det i regel fortfarande är en betydande lägsta vattenföring nedanför regleringsdammar, så avviker flödesregimen kraftigt från vad som är naturligt.

I Sverige har under de senaste 40 åren miljöpolitiska beslut styrt utnyttjningen av vattenresurser. Dominerande inslag har därvid varit åtgärder för att höja vattenkvalitén. Sanitära avlopp och utsläpp från industrier har med tekniska åtgärder successivt blivit mindre skadliga för miljön. För annan vattenanvändning, framför allt vattenkraft och sportfiske, har teknikutveckling spelat mindre roll. Istället har krav på bevarande av kvarvarande, outnyttjade vattenresurser spelat avgörande roll för den situation som råder idag. Ny vattenkraftutbyggnad har successivt begränsats med bevarandeaspekten som främsta drivkraft. Det har resulterat i att ett antal av våra största vattendrag har undantagits från utbyggnad helt och hållet och Sverige har nu fler vattendrag skyddade mot denna form av naturresursutnyttjning än något annat europeiskt land (Dynesius och Nilsson 1994). Den debatt och de beslut, som ligger bakom det nuvarande skyddet mot vattenkraftutbyggnad i Sverige, har haft som ledstjärna, att de minst påverkade (vad gäller vattenreglering) vattendragen har åsatts högst skyddsvärde, och med hänvisning till att befintliga anläggningar i redan starkt påverkade älvar och åar bör effektiviseras, så att utnyttjningsgraden där istället blir större. Man kan dock konstatera att den ideella naturvården successivt har flyttat fram sina positioner, så att kraven från det hållet numera också handlar om att minska utnyttjningen av vatten i också de starkt utbyggda vattendragen. Vid sidan av detta sker också en, visserligen blygsam men successivt allt starkare vilja att återskapa strömvattenmiljöer där laxartad fisk kan föröka sig naturligt


75

och utgöra mål för sportfisket. Restaurering av åar, då äldre dammar och kraftstationer rivs, pågår framför allt i Sydsverige.

En sammanfattande slutsats av vad som ovan redovisas är att miljökvalitetsnormer måste utformas med hänsyn till den regionala situationen i stort. Både nuvarande vattenanvändning av stor samhällelig betydelse, liksom befintliga skydd mot ytterligare exploatering måste ingå i överväganden när sådana normer utformas.

6.4 Vattendragens status styr normernas utformning? Det finns också ett antal andra viktiga principer, vilka har redovisats ovan, som bör ha betydelse för utformning av miljökvalitetsnormer. När vattenreningsanläggningar kraftfullt byggdes ut under framför allt 50- och 60-talen skedde det mot bakgrund av att det förelåg klara sanitära problem. Fisken var på många håll otjänlig som föda och övergödning gav upphov till giftiga algblomningar eller periodvisa episoder av omfattande fiskdöd. Bad och annan rekreation blev omöjlig i de mest belastade vattendragen. Idag är de flesta av dessa brister alltså eliminerade och en återhämtning mot mer naturliga förhållanden har skett. Hur långt återhämtningen har hunnit är det emellertid sällan lätt att fastställa. Det saknas data om förhållandena innan störningarna började uppträda och få sydsvenska vattendrag har undgått att påverkas. Vattendrag, som skulle kunna tjänstgöra som referenser, är därför sällsynta. Från vissa typer av föroreningspåverkan, t.ex. försurning, vet vi att en fullständig återhämtning knappast kan ske (Ormerod et al. 1990; Herrmann och Svensson 1996; Svensson och Herrmann 1998). Vi vet också att det finns flodlevande djur, som helt har försvunnit från Sverige. Det är med andra ord viktigt att analysera förväntningarna på vad miljökvalitetsnormer kan åstadkomma i form av förbättringar i vattendrag, där tillämpning av normer leder till att det nuvarande vattenutnyttjandet modifieras.

Man kan alltså tänka sig flera olika scenarier beträffande skeenden efter miljöförbättringar, men även av situationer där aktiva miljövårdsinsatser inte sätts in. Vart och ett av dessa scenarier bör leda till en differentierad användning av miljökvalitetsnormer, med hänsyn till det enskilda vattendragets nuvarande status.

Om det nuvarande vattenresursutnyttjandet har stor samhällelig betydelse och inte förväntas leda till en successivt fortsatt utarmning av de biologiska resurserna, så bör de förväntade miljövinsterna av att tillämpa miljökvalitetsnormer med konsekvenser för det nuvarande vattenutnyttjandet bli avgörande för normernas implementering. I denna situation kan det, väl att märka, vara så att rådande förhållanden fortfarande åstadkommer störningar eller att försämringen av naturmiljön bedöms vara irreversibel. I den första situationen är förbättringar möjliga; i den andra föreligger inte den möjligheten. En uppfattning om vilka tidsrymder en återhämtning kräver kan också spela in i en bedömning av åtgärdsinsatser.

Det kan också vara så att ett vattenresursutnyttjande åstadkommer en fortlöpande försämring av miljötillståndet. Då kommer naturligtvis miljökvalitetsnormer av viss utformning att kunna hejda denna försämring och rent av vända utvecklingen. Argument om förväntade, konkreta miljövinster blir kanske mindre betydelsefulla i denna


76

situation. Här gäller det mer att återfå förhållanden, som ger handlingsfrihet i en framtida naturresurshantering, dvs. att i strikt mening åstadkomma ett hållbart resursutnyttjande.

Exemplet med övergödning på grund av sanitära utsläpp, där alltså användningen av vattenresursen handlar om dess transporterande egenskaper, är exempel på situation, som ansluter till det första alternativet. Denna störning har visat sig vara i hög grad reversibel i betydelsen att en mätbar biologisk återhämtning sker när störningen upphör. Försurning är visserligen inte exempel på ett aktivt utnyttjande av vattenresurser. Fenomenet är en oönskad biprodukt av annat naturresursutnyttjande. Försurning innebär likväl en typ av störning där möjligheten till framgångsrik återhämtning successivt minskar vid fortsatt belastning. I ett systemperspektiv (energiförsörjning) kan det dessutom i princip vara intressant att ibland ställa försurningseffekter, som uppstår genom användning av vissa fossila bränslen, mot energialternativ, som inte försurar, men som ger andra typer av miljöstörningar. Det handlar då om att definiera ett system, som ger den sammantaget lägsta miljöbelastningen.

Det är inte klart var störningar, som beror av en förändrad vattenregim, befinner sig när det gäller möjligheten till återhämtning. Mycket talar emellertid för att skadorna i allmänhet är reversibla, dvs. naturtillståndet återgår spontant till ett mer ursprungligt när störningen upphör. För detta talar att avledning av vatten eller ändrad fördelning av vatten i tiden i regel bara berör delar av ett avrinningsområde. Restbiotoper och ostörda bivattendrag fungerar då som refugier eller kolonisationskärnor från vilka återhämtningen utgår. En indirekt observation för att så är fallet utgör det förhållandet att det inte har gått att belägga att någon art helt har försvunnit från något avrinningsområde till följd av hittillsvarande vattenregleringar i Sverige (Nilsson). Av de arter i Sverige, som är rödlistade, är det dessutom ett relativt litet antal, för vilka reglering av flödet utgör det främsta hotet (Svensson 1995).

En tredje situation av betydelse för utformning och tillämpning av miljökvalitetsnormer uppstår när värderingar av vattenanvändning ändras. Den restaurering av vattendrag, till vilken hänvisades ovan, hänger samman med att de åar där sådana åtgärder blir aktuella förväntas fylla en viktigare funktion som sportfiskevatten än som kraftkälla för sågverk, kvarnar eller elproduktion. Över huvud taget har rekreationsvärdena successivt skrivits upp i betydelse när det gäller användning av vattenresurser.

Sverige har undantagit avrinningsområden motsvarande ungefär en tredjedel av landytan från kraftutbyggnad. De flesta skyddade vattendrag ligger i norra delen av landet. Inom även de skyddade avrinningsområdena pågår oinskränkta andra areella näringar såsom jordbruk och skogsbruk. Båda dessa aktiviteter gör intrång i den naturliga funktionen hos vattendrag. Välskötta produktionsskogar påverkar vattendragens funktion på ett helt annat sätt än naturskogar. Artsammansättningen i strandskogarna har ofta ändrats med en förändring av det organiska material som tillförs vattendraget som följd (Ryan och Grant 1991; Young 2000). Indirekta effekter av skogsbruk är ändrad solinstrålning och temperatur (Holtby 1988). Skogsbruk, inklusive dikning har också betydelse för transporten av näringsämnen till vattnet. Jordbruk och kreatursbete har konsekvenser för vattendrag där dessa verksamheter är framträdande. Anläggandet av konstgjorda våtmarker som buffertzoner mellan brukade jordar och vattendrag är en metod att återställa en del av den funktion, som gått förlorad genom kanalisering och dikning av vattendrag (Mitsch 1992).


77

När en stor del av avrinningsområdet är påverkat av mänskliga aktiviteter och vattendragets nätverksstruktur är kraftigt manipulerat, medför ytterligare förändringar av vattenföringen kanske inte mer än marginella ekologiska effekter. I sådana situationer blir då också miljökvalitetsnormer, som enbart utgår från vattenföringen, av begränsat värde.

Ovanstående framställning och exempel leder fram till slutsatsen att det finns vattendrag av olika värde och möjlighet till förbättring vad gäller ändringar av den rådande vattenregimen. Detta bör återspegla sig också i tillämpningen av miljökvalitetsnormer. Det ligger därför nära till hands att föreslå följande två generella principer för utformningen och tillämpningen av miljökvalitetsnormer för flöden:

�� Normer bör differentieras med hänsyn till vattendragets betydelse.

�� Tillämpning av normer, som innebär förändring av nuvarande vattenanvändning, bör föregås av bedömning av miljövinster på kort och lång sikt och beakta konsekvenser av ett 0-alternativ.

Den första principen innebär att vattendrag bör klassificeras med hänsyn både till deras geografiska läge och deras nuvarande påverkan. EGs ramdirektiv för vatten innehåller redan en så differentierad hantering av vattendrag. I de delar av landet där det finns många likartade vattendrag och där mänskliga störningar över lag bedöms som små, blir skyddet för ett flertal av dessa rimligen inte lika viktigt som i områden med många starkt störda vattendrag, där miljövinsterna av förbättringar av ett enstaka vattendrag totalt sett kan förväntas bli större. Den första situationen är förhärskande i norr; den senare i Sydsveriges slättbygder. Därmed kan man alltså urskilja åtminstone två typer av vattendrag; nämligen de som är lite påverkade av mänskliga aktiviteter och som därför fortfarande hyser många värdefulla organismer (med ”värdefulla organismer” avses i detta sammanhang organismer med liten utbredning eller som har stor betydelse för rekreation), samt de som är starkt störda och har förlorat en stor del av den ursprungliga biologiska mångfalden. Mellan dessa två extremer kan man rimligen identifiera åtminstone ytterligare en typ, nämligen vattendrag, som visserligen är långt ifrån ostörda eller naturliga, men som fortfarande hyser betydande värden, t.ex. i form av sällsynta arter.

Vattendragsutredningen (1994) i vars direktiv ingick att formulera principer för både skydd av värdefulla vattendrag och att identifiera sådana vattendrag som därefter gick att bygga ut för vattenkraftsändamål, införde begreppen ”typ-” och ”referensvattendrag” för de mest skyddsvärda. Tanken var att med en biogeografiskt lämplig spridning av sådana vattendrag täcka in alla bevarandevärda miljötyper knutna till strömmande vatten och därmed att säkra deras långsiktiga existens. Det är rimligt att införa mer rigorösa krav på vad som kan tillåtas i sådana vattendrag än i vattendrag som redan är starkt störda och som har samhällsekonomiskt stor betydelse. Resultatet av detta resonemang blir att miljökvalitetsnormer för flöden bör tillämpas på åtminstone tre olika sätt knutna till följande typer av vattendrag:

a) Referens- och typvattendrag med stort skyddsvärde och långtgående krav på bevarande/återställning av naturligt flöde.


78

b) Andra värdefulla vattendrag där flödet bedöms kritiskt för bevarandet av värdena eller utnyttjandet för rekreation.

c) Störda vattendrag av betydelse för samhällsfunktioner där värdet för naturvård och rekreation är lågt.

När det gäller den första kategorin (i detta sammanhang lämnar vi skillnaden mellan typ- och referensvattendrag därhän), delade vattendragsutredningen in landet i ett antal regioner och föreslog att var och en av dessa regioner idealt skulle hysa vardera ett referens- och typvattendrag. En sådan princip är tilltalande och ansluter till biologisk regionalisering och indelning i ekoregioner, som bl.a. har föreslagits i USA (Bailey 1996; Bryce och Clarke 1996; Oswood m fl., 2000).

Ekosystem är komplexa strukturer. Även enkla ekosystem hyser en mångfald av organismer och processer, som inte praktiskt låter sig beskrivas i alla delar. Än mindre är det rimligt att kartlägga alla dessa komponenters direkta och indirekta flödesberoende. Höga bevarandekrav på referens- och typvattendrag gör det istället rimligt att utgå från det naturliga flödet när miljökvalitetsnormer definieras för sådana vattendrag. Med hänvisning till det som redan har sagts om andra faktorer, som påverkar vattendrag, kan därför följande principer för denna kategori av vattendrag vara aktuella:

�� Normer kan kopplas till rena hydrologiska/hydrauliska kriterier, eventuellt efter generell utredning om tolerabla avvikelser.

�� Återställning av naturnära vattenföring måste eventuellt kombineras med åtgärder, som också återställer de naturliga fluviomorfologiska processerna.

För vattendrag, som används för olika mänskliga behov, men som fortfarande hyser identifierade naturvärden (grupp b ovan), bör dessa naturvärden bilda utgångspunkt för utveckling av miljökvalitetsnormer för flöde. En koppling mellan normer och värden kan göras direkt efter nödvändiga undersökningar. Man kan också tänka sig att utgå från indikatorer och kännedom om hur dessa reagerar som funktion av flödet. Fördelen med detta är att normerna då kan ges en mer generell tillämpning än om de är knutna till enstaka fenomen, som är geografiskt begränsade. Indikatorer kan utgöras av både organismer och processer. Sammanfattningsvis kan för denna kategori av vattendrag följande principer tänkas gälla:

�� Normer bör relatera till identifierade värden.

�� Normer kan kopplas till förekomst och flödesberoende hos indikatorer.

�� Indikatorer kan utgöras av:

- fysiska habitat och biologisk respons

- sedimenttransport

- makroevertebrater

- fiskproduktion eller -antal


79

- förekomst av flödesberoende strandvegetation

Teoretiskt sett kan också andra indikatorer komma ifråga, men med tanke på behovet att ge hanteringen av indikatorer en rimligt stor insats, behövs förenklingar (se kapitel 8). Detta innebär också att det är i denna typ av vattendrag, som det är lämpligast att applicera någon av de ovannämnda habitatmodellerna.

I den tredje typen av vattendrag, nämligen de som är starkt utnyttjade för olika samhällsändamål, finns som regel starka ekonomiska och tekniska krav på rådande vattenföring. Dessa har i många fall redan balanserats mot motstående intressen. Detta förhållande bör innebära särskilt starka krav på att modifieringar av flödet skall kunna översättas i kvantifierad nytta. Då är generella normer svåra att applicera. För denna kategori av vattendrag utkristalliserar sig därför följande principiella möjligheter:

�� Åtgärder bör bara ske om den nuvarande situationen innebär tilltagande miljöförsämring och successivt minskad möjlighet till framtida restaurering.

�� Eventuella miljöförbättringar (flödesändringar) bör föregås av (miljö)ekonomiska (kostnad/nytta)-analyser.

I praktisk mening skulle detta innebära att normer inte ses som explicita instrument att driva på miljöförbättringar i denna typ av vattendrag.

6.5 Kan flödesregimen och dess betydelse beskrivas på ett entydigt sätt? Det bör tydligt ha framgått av framställningen ovan att flödet i vattendrag sällan går att entydigt beskriva eller kvantifiera. Flödesregimen är resultatet av processer med stor geografisk och temporal variation. Det går kanske att nöjaktigt beskriva en typisk årsregim i en viss tvärsektion av ett vattendrag, men vattenföringarnas värden kan variera starkt mellan olika år. När det gäller extrema värden kan man konstatera att det inte finns en övre gräns för de maximala flöden, som kan uppträda; däremot är det lägsta flödet entydigt definierat och lika med noll. Sannolikheten för att ett visst extremt flöde uppträder kan variera mellan olika vattendrag. På våra breddgrader är sannolikheten för en total torrläggning väldigt låg. Andra flöden kan med större sannolikhet underskridas och därför går det i princip inte att fastställa ett absolut tröskelvärde, som aldrig får underskridas. Ju högre ett önskat minsta flöde sätts, desto större är för övrigt sannolikheten att det kommer att understigas.

När det framställs krav på att vattendrag skall motta ett visst minsta flöde, sätts nivån för det mesta betydligt högre än den lägsta lågvattenföring, som med låg sannolikhet kan uppträda. Är gränsvärden kopplade till konkreta miljökvalitetskrav kan de ibland ligga ännu högre inom lågflödesdomänen och skulle i princip kunna nå upp till årsmedelvattenföringen.

Konsekvenserna av att flödesnivåer underskrids varierar beroende på vilken eller vilka faktorer, som har valts att bli normbildande. Skador av alltför låg vattenföring beror på


80

lågflödets karaktär. Skillnaden mellan ett fastställt tröskelvärde och den faktiska flödesnivån har naturligtvis betydelse, men också när det låga flödet inträffar, liksom dess varaktighet, eller frekvensen av dess uppträdande sett över en viss period. Som nämndes ovan (kapitel 6) har man funnit samband mellan själva flödesvariationerna och mått på biologisk mångfald.

6.6 Dimensionering av flöden Kapitel 5 behandlar de viktigaste metoderna som används för att dimensionera flöden.

Det går att definiera flödesregimer i termer av funktionalitet för olika vattenanvändningsändamål. Reglering av låga flöden sammankopplas då med flödesanvändarnas önskemål. En begreppsmässig indelning av flöden kan vara förhållanden som är optimala, acceptabla eller icke-acceptabla för att tillmötesgå ändamålet (tabell 7).

Tabell 7. Normgivande förhållanden för olika typer av vattenanvändning

Ändamål Optimalt flöde Acceptabelt flöde Icke acceptabelt flöde

Vattenuttag för näringsverksamhet (ex. jordbruk och vattenkraft)

Vattentillgång � dimensionerande vattenuttag

Vattentillgång < dimensionerande vattenuttag. Den här situationen medför vissa begränsningar av vattenanvändningen och till följd av detta uppstår ekonomiska förluster. Sådan situationer kan tidvis förekomma.

Vattentillgång << dimensionerande vattenuttag. Denna situation ska aldrig tillåtas uppstå om det medför stora skador och/eller risk för människans hälsa och liv.

Funktion hos anläggningar. Vissa anläggningar kan fungera bara över en tröskelgräns, till exempel pumpstationer för kylvatten och vattenkraftverk.

Funktionen blir mer ekonomisk vid höga flöden - ju högre vattenföring, desto bättre alltså.

Vattnet räcker till att försörja anläggningen med vatten för att undvika faror och stora skador men till försämrad ekonomi. Sådan situation kan tidvis förekomma.

Vattnet är otillräckligt för att försörja anläggningen. Stora skador och fara för människor uppstår. Denna situation får inte uppkomma.

Sjöfart Vattenföringen ger bästa förhållanden för båttrafik.

Båttrafik kan fungera utan risker. Den här situationen förekommer mest.

Båttrafiken upphör. Det förekommer också periodiska uppehåll som är planerade.

Förnyelse av grundvattenresurser

Nivån i ett vattendrag är tillräckligt hög för att inströmning i akvifer balanserar grundvattenuttag.

Minskning eller uppehåll i inströmningen kan tolereras under en begränsad period.

Långvarig minskning eller uppehåll i inströmningen kan leda till att grundvattenresurser ödeläggs.

Vattenkvalitet (ett gränsfall mellan detta och föregående

Vattenföringen räcker för att späda föroreningar så

Ett tillfälligt underskridande av lågflödeströskeln kan

Ett långvarigt underskott leder till irreversibla skador på


81

ändamål är situationer när en sötvattenskärm hindrar saltvatten-uppträngning till färskvattenintag (Exempel Ormå-skärmen i Göta älv).

mycket att koncentrationerna stannar under gränsvärdena.

tillåtas men det ska inte leda till irreversibla ändringar av biologiska förhållandena i vattendrag och prioriterad vattenförsörjning får inte hindras (eller längre än reservkapaciteten räcker)

de biologiska förhållandena i vattendrag; prioriterad vattenförsörjning hindras och rekreationsomöjligheter förstörs.

Miljö (ekologiska funktioner)

Flödesregimen tillfredsställer de mest känsliga organismernas miljökrav

Modifieringar av flödet och varaktigheten av flödesändringar skall inte vara större än att en spontan återhämtning hos växt- och djursamhällen kan ske.

Flödesändringar medför att organismer varaktigt slås ut och att irreversibla skador uppstår.

Ovannämnda exempel (Tabell 7) visar att betydelsen av minimala flöden varierar beroende på vattenanvändare. Idag ges miljöaspekter i många sammanhang samma tyngd som andra ändamål med att upprätthålla en viss flödesregim. En vidare utveckling av miljökvalitetsnormer för flöden kan lämpligen ta sin utgångspunkt i identifiering av eller redan identifierade miljöindikatorer.

Ovanstående exemplifierade vattenanvändningar talar för flexibla regleringar, som utgår från vattenanvändningens specifika karaktär och krav. Gränserna för optimala, acceptabla respektive icke-acceptabla flöden kan fastställas för varje vattenanvändare med målsättningen att införa högsta möjliga krav för varje ingående parameter, dvs. största värde på minimala dimensionerande flöde; lägsta tillåtna vattendeficit och kortaste varaktighet för sådana perioder, samt lägsta frekvens av återkomst av vattendeficit. Allt detta ska/kan variera mellan årstiderna och inom avrinningsområdet.

När man bestämmer miljökvalitetsnormer behöver man samtidigt också fastställa ett åtgärdspaket som föreskriver nödvändiga ingripanden i vattenanvändningar för att upprätthålla minimala flödet också vid rådande vattenbrist (kompensationstappningar, begränsningar av vattenuttag osv.). En åtgärdsplan kan också finnas för det fall när det inte går att förhindra underskridandet av dimensionerande minimala flöde. Då blir syftet med åtgärder att så gott det går minimera skador.

Resonemanget om utformning av miljökvalitetsnormer kopplade till flöden har hittills betraktat flödet som en relativt statisk eller storskalig företeelse. De ekologiska förhållandena i vattendrag beror emellertid i stor utsträckning också av flödens mer finstilta fördelning i tiden. Följande diagram (figur 20 - Figur 23) illustrerar vissa principer för hur flöden bör utformas för att minimera skador eller optimera nytta vad gäller ekologiska förhållanden. Det måste påpekas att om man konsekvent genomför alla de förändringar, som exemplifieras här, kan det uppstå negativa miljökonsekvenser i andra miljöer. Som redan påpekats är det viktigt att differentiera tillämpningen av miljökvalitetsnormer med hänsyn också till vattendragens service till olika samhällsfunktioner.

I figur 20 har man en situation med stora svängningar i vattenföring under perioder väsentligt kortare än säsonger. Det har redan framhållits att sådana variationer


82

missgynnar biologisk mångfald. Mer dämpade fluktuationer borde således förbättra miljöförhållandena. Rent praktiskt kan dämpningar åstadkommas i utjämningsmagasin.

Nuvarande ?

0

2

4

6

8

10

0 1 2 3 4 5 6 7

Dagar

Flöd

e

Ideal ?

0

2

4

6

8

10

0 1 2 3 4 5 6 7

Dagar

Flöd

e

Figur 20 Typåtgärd: Mindre korttidsvariationer för jämnare flöden. Med ”ideal”

menas i denna och följande figurer antingen ”optimal” eller ”acceptabelt flöde”. Det vänstra diagrammet får symbolisera ”icke-acceptabla” situationer.

Nuvarande ?

0

2

4

6

8

10

0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12

Månader

Flöd

e

Ideal ?

0

2

4

6

8

10

0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12

Månader

Flöd

e

Figur 21 Typåtgärd: Mindre årstidsreglering för naturligare flödesregim

Reglering av vattendrag för framför allt kraftproduktion innebär en förflyttning av vattenresursen i tiden; från perioder med låg elefterfrågan (sommaren) till perioder med hög sådan (vintern). Sådana regleringar missgynnar exempelvis organismer, som är anpassade till att utnyttja naturliga översvämningar. En återgång av flödet till en mer naturlig säsongsrytm (Figur 21) är därför positiv från ekologisk utgångspunkt. Emellertid ger ökade översvämningar i de flesta fall ekonomiska skador som måste kompenseras.


83

Nuvarande ?

0

2

4

6

8

10

0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12

Månader

Flöd

e

Ideal ?

0

2

4

6

8

10

0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12

Månader

Flöd

e

Figur 22 Typåtgärd: Mer årstidsreglering för högre lågvattenflöden

I många vattendrag är fisken och fisket framträdande intressen. Det kan då finnas önskemål om att öka fiskproduktionen t o m över vad som är naturligt. Det kan bl a ske genom en omfördelning av vattnet i tiden, så att genomsnittligt högre vattenföring erhålls under naturliga lågflödesperioder (Figur 22).

Ideal ?

0

2

4

6

8

10

0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12

Månader

Flöd

e

Nuvarande ?

0

2

4

6

8

10

0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12

Månader

Flöd

e

Figur 23 Typåtgärd: Mindre vattenuttag för ökad volym och högre flöden

Samma effekt kan åstadkommas genom att minska graden av avledning från vattendrag (Figur 23).


84

Referenser

De referenser som bedömts som viktigast är markerade med ٭.

,Allan, J. D. (1995) Stream ecology. Structure and function of running waters. London ٭UK: Chapman & Hall; 388 pp.

Anderson, P. W. and McCall, J. E. (1968). Effect of drought on stream quality in New Jersey. ASCE PROC, J SANIT ENG DIV. 1968 Oct; 94(SA 5, PAP 6138):779-788.

Annear, T. C. and Conder, A. L. (1984). Relative bias of several fisheries instream flow methods. North American Journal of Fisheries Management 4(4B):531-539.

Armitage, P. D. (1995) Faunal community change in response to flow manipulation. In: Harper, D., editor. The Ecological Basis for River ManagementChichester, UK: Wiley; pp. 59-78.

Avogadro, E. Minciardi R. and Paolucci M. (1997): A decisional procedure for water resources planning taking into account water quality constraints, European Journal of Operational Research 102(2):320-334.

Bailey, R. G. (1996) Ecosystem Geography. New York, NY, USA: Springer-Verlag

Barila, T. Y.; Williams, R. D., and Stauffer, J. R. Jr. (1981). The influence of stream order and selected stream bed parameters on fish diversity in Raystown Branch, Susquehanna River drainage, Pennsylvania. Journal of Applied Ecology 18:125-131

Benedek, P., Laszlo, F. (1981) A large international river: the Danube. Progress in Water Technology 13:61–76.

Bengtsson, G.; Herrmann, J.; Malmqvist, B.; Nilsson, I. N., and Svensson, B. S. (1982) Öbiogeografisk teori och bildning av naturreservat [The island biogeography theory and the formation of nature reserves]. Solna, Sweden: Statens Naturvårdsverk Rapport; SNV PM 1514, 48 pp.

Bergström, S. (1994): Sveriges Hydrologi, SMHI, Norrköping.

Biggs, B. J. F. (1982) The effects of low-flow regulation on the biology and water quality of rivers with particular reference to an impoundment-regulated flow. In: McColl, R. H. S., editor. River low flows: conflicts of water use. Wellington: Ministry of Works and Development; pp. 28-44. (Water and Soil Miscellaneous Publication; v. 47).


85

Bilby, R. E. (1984). Removal of Woody Debris May Affect Stream Channel Stability. Journal of Forestry. 82(10):609-613

Bisson, P. A. (1981) Role of organic debris jams in regulating the export of dissolved and particulate matter from a forested watershed. Ecology 62:1234-1243

Boon, P. J. (1988). Impact of River Regulations on Invertebrate Communities in the ٭U.K. Regulated Rivers Research and Management 2(3):389-409

Borg, L. och Herrman, J. (1996): Indelning av Sverige söder om Norrlandsgränsen i vattendragsregioner, Omtankar om vattendrag, SOU 1996:155, Stockholm.

Bornette, G. and Amoros, C. (1996) Disturbance regimes and vegetation dynamics: role of floods in riverine wetlands. Journal of Vegetation Science 7(5):615-622

Bovee K.D. (1995): A comprchensive overview of instream flow incremental ٭methodology, National Biological service, Fort Collins, Colorado.

Brandt avhandling - huva rapport ?

Brandt, M., Borgström, S. and Gardelin, M. (1988): Modelling the effects of clearcutting on runoff – Examples from Central-Sweden, Stockholm.

Brittain, J. E. and Saltveit, S. J. (1989). Review of the effect of river regulation on mayflies (Ephemeroptera). Regulated Rivers Research and Management 3(1-4):191-204

Brookshire, D. S.; McKee, M., and Watts, G. (1995) Economic impacts of critical habitat designation in the Colorado River Basin. I: Graf, D. and Williams, D. J. (editors) "Endangered Species Management: Planning Our Future". Proceedings of the 6th Annual 1996 South Platte Forum; Colorado, USA. Fort Collins, Colorado State University, Colorado Water Resources Research Institute p. 30.

Bryce, S. A. and Clarke, S. E. (1996). Landscape-Level Ecological Regions: Linking State-Level Ecoregion Frameworks with Stream Habitat Classifications. Environmental Management 20(3):297-311

Brönmark, C. (1985). Freshwater snail diversity; effects of pond area, habitat, heterogeneity and isolation. Oecologia (Berl.) 67(1):127-131

Bullock A., Gustard A., Croker A.M., Sekulin A.E., Young A.R. (1994): Low flow estimation in artificially induced catchments, R&D Note 274, National Rivers Authority, Bristol.

:Cairns, J. Jr., editor. (1988) Rehabilitating Damaged Ecosystems. Boca Raton, FL ٭Lewis Publisher; 464 pp.


86

Caissie, D, El-Jabi, N, Bourgeois, G. (1998): Instream flow evaluation by hydrological-based and habitat preference (hydrobiological) techniques, Revue des Sciences de l'Eau 11(3):347-364 (på franska med engelsk sammanfattning)

Chow V.T., Maidment D.T amd Mays L-W. (1988): Applied Hydrology, Chapter 8: Flow Routing CTI-MIKE 11 Reference Manual, McGraw-Hill Book Company.

Christian, R. R.; Bryant, W. L., and Stanley, D. W. (1986) Relationship Between River Flow And Microcystis Aeruginosa Blooms In The Neuse River, North Carolina. Raleigh, NC, USA: North Carolina Water Resources Research Institute; Completion Report No. 223. 100 pp.

Crow, G. E. (1993) Species diversity in aquatic angiosperms: latitudinal patterns. Aquatic Botany 44(2-3):229-258

Cummins, K. W.; Coffman, W. P., and Roff, P. A. (1966) Trophic relationships in a small woodland stream. Verh.Internat.Verein.Limnol. 16:627-638

Danielson, T. och Emistlöf, L. (1982): Inventeringen av vattenanvändningen i Kävlingeåns avrinningsområde, Institutionen för teknisk vattenresurslära, Lund Tekniska Högskola, Lund.

Darby, S. E. and Thorne, C. R. (1992). Impact of Channelization on the Mimmshall Brook, Hertfordshire, UK. Regulated Rivers Research and Management 7(2):193-204

Davis, J. L. (1987). Improving Reservoir Releases. Knoxville, Tennessee, USA: Office of Natural Resources and Economic Development, Division of Air and Water Resources, Tennesse Valley Authority; TVA/ONRED/AWR 87/33. 179 pp.

de March, B. G. E. (1976) Spatial and temporal patterns in macrobenthic stream diversity. J.Fish.Res.Board Can. 33:463-476.

Delucchi, C. M. (1988). Comparison of community structure among streams with different temporal flow regimes. Canadian Journal of Zoology 66(3):579-586

DHI (1993). MIKE 21 User Guide and Reference Manual. Danish Hydraulic Institute, Hoersholm, Denmark.

Docampo L., de Bikuna B.G. (1995): The Basque method to determining instream flows in Northern Spain, Rivers 4, 292-311.

Donaukommission (1948): „Überein- kommen Über die Regelung der Schiffahrt auf der Donau" vom 18. August 1948.

Dudley, S. J.; Fischenich, J. C., and Abt, S. R. (1998). Effect of woody debris entrapment on flow resistance. Journal of the American Water Resources Association 34(5):1189-1198


87

Duel H., Pedroli B., Laane W.E.M. (1966): The habitat evaluation procedure in the policy analysis of inland waters in the Ntherlands: towards ecological rehabilitation in Ecohydraulics 2000, 2nd International Symphodium on Habitat Hydraulics, Quebec City.

Dumbrauskas, A., Iritz L., Larsson A. and Povilaitis, A (1997): Environmental effects of intensive agriculture on hydrology and nutrient transport, Part I - Water Cycle, Dept of Water Resoursec Engrg.,Lund University, pp. 50.

Eadie, J. M.; Hurley, T. A.; Montgomerie, R. D., and Teather, K. L. (1986) Lakes and rivers as islands: Species-area relationships in the fish faunas of Ontario. Environmental Biology of Fishes 15:81-89

:Elliott C.R.N., Johnsson I.W., Sekulin A.E., Dunbar M.J. Acreman M.C. (1996) ٭Ecologically accepted flow, Phase 2, Guide to use of the Physical Habitat Simulation System, Environment Agency Release Version,, R&D Technical Report W20, Environment Agency, Bristol.

Englund, G. and Malmqvist, B. (1996). Effects of flow regulation, habitat area and isolation on the macroinvertebrate fauna of rapids in north Swedish rivers. Regulated Rivers - Research & Management 12(4-5):433-445

Englund, G.; Jonsson, B. G., and Malmqvist, B. (1997). Effects of flow regulation on bryophytes in north Swedish rivers. Biological Conservation 79(1):79-86

Engström, L-G. Och Skjöldebrand (1997): Emåns lågflödesproblem, Avd. för vattenbyggnad, KTH, Stockholm.

Espergen G.D., Merriman D.C. (1995) Development of instream flow recommendations in Colorado using R2-Cross, Colorado Water Conservation Board, Denver.

Extence, C. A. (1981). The effect of drought on benthic invertebrate communities in a lowland river. Hydrobiologia 83(2):217-224

Falkenmark, M.(1995): Coping with water scarcity under rapid population, Paper presented at the Conference of SADC water ministers, Pretoria,23 –24 November.

Falkenmark, Malin (199x) Water, a Reflection of Land-use.

France, R. L. (1992). The North American latitudinal gradient in species richness and geographical range of freshwater crayfish and amphipods. American Naturalist 139(2):342-354

Fuchs, U. and Statzner, B. (1990). Time Scales for the Recovery Potential of River Communities after Restoration: Lessons to be Learned from Smaller Streams. Regulated Rivers Research and Management 5(1):77-87

Giller, P. S. and Malmqvist, B. (1998) The biology of streams and rivers. Oxford, UK: Oxford University Press


88

Gippel C.G., Stewardson M.J. (1966): Use of wetted perimeter in defining minimum environmental flows in Ecohydraulics 2000, 2nd International Symposium on Habitat Hydraulics, Quebec City.

Goldsmith H., Oxley N., Morgan, V. (1993): Abstraction for public water supply and environmental demands on resources, 4th National Hydrology Symposium, Cardiff, British Hydrological Society.

González-Cabán, A. and Loomis, J. (1997). Economic benefits of maintaining ecological integrity of Río Mameyes, in Puerto Rico. Ecological Economics. 21(1):63-75.

Gore, J. A.; Layzer, J. B., and Mead, J. (2001). Macroinvertebrate instream flow studies after 20 years: a role in stream management and restoration. Regulated Rivers: Research and Management 17(4-5):527-542

Gore, J. A. and Shields, F. D. Jr. (1995). Can large rivers be restored? BioScience 45(3):142-152

,Greenberg, L. A.; Herrmann, J.; Malmqvist, B.; Nilsson, B.; Svedäng, M.; Svensson ٭B. S., and Sjöström, P. (1991) Dimensionering av minimitappning från miljö- och fiskesynpunkt delrapport 3, 1991-04-10. Litteratursammanställning av forskning i Sverige och utomlands [The size of minimum flow considering environmental and fishery demands report 3, 1991-04-10. Review of research activities in Sweden and abroad]. Vällingby: Vattenfall; U(H) 1991/26. 114 pp.

Greenberg, L., Herrman, J., Malmquist, B., Nilsson, B., Svedäng M. Svensson, B. och Sjö-ström P. (1991): Dimensionering av minimitappning från miljö- och fiskesynpunkt, Del-raport 3, Vattenfall, Stockholm.

Grip, H. och Rodhe, A. (1985): Vattnets väg till bäck, Forskningsrådens Förlagstjänst, Stockholm.

Gustard A., Cole G., Marshal D., Bayliss, A. (1987): A study of compensation flows in the U.K., Institute of Hydrology, Wallingford.

Haan Ch. (1981) Statistical methods in hydrology, Iowa State University Press, Ames (Iowa), 377.

Haefner, J. D. and Wallace, J. B. (1981). Shifts in aquatic insect populations in a first-order southern Appalachian stream following a decade of old field succession. Canadian Journal of Fisheries and Aquatic Sciences 38(3):353-359

Hall A.J. (1971): Baseflow recessions and baseflow hydrograph separation problems, Proceedings of the Hydrological Symposium, Institution of engineers, Australia, Canberra, pp. 159-170.


89

Harrel, R. C.; Davis, B. J., and Dorris, T. C. (1967). Stream order and species diversity of fishes in an intermittent Oklahoma stream. American Midland Naturalist 78:428-436

Hart, D. D. (1978) Diversity in stream insects: regulation by rock size and microspatial complexity. Verh.Internat.Verein.Limnol. 20:1376-1381

Heggenes, J, Salteveit,S.J, and Lingaas, O. (1996): Predicting fish habitat use to changes in water flow. Regulated Rivers Research & Management 12(2-3):331-344.

Hill, M. T.; Platts, W. S., and Beschta, R. L. (1991). Ecological and geomorphological concepts for instream and out-of-channel flow requirements. Rivers 2(3):198-210

Holtby, L. B. (1988) Effects of logging on stream temperatures in Carnation Creek, British Columbia, and resultant impacts on the coho salmon (Oncorhynchus kisutch). Canadian Journal of Fisheries and Aquatic Sciences 45(3):502-515

Howell, J. and Benson, D. (2000) Predicting potential impacts of environmental flows on weedy riparian vegetation of the Hawkesbury-Nepean River, south-eastern Australia. Austral Ecology 25(5):463-475

Humphries, S. and Ruxton, G. D. (2001). Re-examining the drift paradox. Trends in Ecology and Evolution 16(9):486-486

Höybye J.and Iritz L. (1997): Analysis of extreme hydrological events in a monsoon-climate catchment: the Hongru River, China, Hydrological Sciences Journal 42(3), 343-356.

Iritz L., B. Johansson and L. Lundin (1994): Impacts of forestry drainage on floods, Jour-nal of Hydrological Sciences 39(6), 637-661.

Iritz, L., Maderich, V., Margvelashvili, N.,. Vukovic, M. and Zheleznyak, M. (1999) A model system for advanced management of accidental toxic spill in drinking water sources: Lake Vomb case study, VATTEN Nr.2, 109-120.

Iritz. Z., Tourula, T., Lindroth, A. & Heikinheimo, M. 1996. Simulation of willow short rota-tion evaporation using the modified Shuttleworth-Wallace approach. Submitted to Journal of Hydrological Processes.

Iversen, T. M.; Kronvang, B.; Madsen, B. L.; Markmann, P., and Nielsen, M. B. (1993) Re-establishment of Danish streams: restoration and maintenance measures. Aquatic Conservation: Marine and Freshwater Ecosystems 3:73-92

Jacobsen, D.; Schultz, R., and Encalada, A. (1997). Structure and diversity of stream macroinvertebrates assemblages: the effect of temperature with altitude and latitude. Freshwater Biology 38:247-261


90

Johansson, Å. (1997): Emåns avrinningsområde, Emåprojektet, Meddelande: 1997:3, Kalmar.

Jordbruksverket (2002): 125 nya bevattningstillstånd. Vattenstänk Nr 2 (90), 22 april 2002.

Jorde, K (1996): Ecological evaluation of instream flow regulations based on temporal and spatial variability of bottom shear stress and hydraulic habitat quality in Ecohydraulics 2000, 2nd International Symposium on Habitat Hydraulics, Quebec City.

Kallis, G. and Butler D. (2001): The EU water framework directive: measures and implications, Elsevier. Water Policy 3(2):125-142.

Karim K., Gubbels M.E., Goulter I.C. (1995): Review of determination of instream flow requirements with special application to Australia, Water Resources Bulletin 31(6).

Karlström, H. och Larsson, T. (1997): Emåns lågflödesproblem, Institutionen för teknisk vattenresurslära, Lund Tekniska Högskola, Lund.

Killingweit A., Fossdal A. (1994): Multi purpose planning with River System Simulator, RSS - a decision support system for water resoirces planning and operation, in Proceedings of the First International Symposium on Habitat Hydraulics, Norwegian Institute of Technology, Trondheim.

King J.M., Tharme R.E. (1994): Assessment of the instream flow incremental methodology and initial development of alternative instream flow methodologies for South Africa, Water Research Commission, SAR.

Kopp, M.; Jeschke, J. M., and Gabriel, W. (2001). Exact compensation of stream drift as an evolutionary stable strategy. Oikos 92(3):522-530

Kulturvårdskommittén (1999): Klippen – kraftverket mitt i Västerbottens fjällvärd, Vattenfall, Stockholm.

Last year the Swedish IHP-Committee published a book on Water, a reflection of land use -Options for counteracting land and water mismanagement. The book is a contribution from the Swedish IHP Committee to IHP V project 2.4 Comprehensive assessment of the surficial ecohydrological processes.

Lerman, P. (2000): Fysisk planering arena för samspel: miljömål - miljökvalitetsnormer - indikatorer - konsekvensanalyser. Lagtolken PL AB.

Lindh G., Falkenmark M. (1972): Hydrologi, Studentlitteratur, 453 sidor.

Linsley K.R. (jr), Kohler M.A., Paulhus J.L.H. (1988): Hydrology for Engineers, McGraw-Hill Book Company, 491.


91

Loomis, J. and Feldman, M. (1995). An Economic Approach to Giving "Equal Consideration" to Environmental Values in FERC Hydropower Relicensing. Rivers. 5(2):96-108.

Lowe, R. L. (1979). Phytobenthic ecology and regulated streams. In: Ward, J. V. and Stanford, J. A., editors. Proceedings of the First International Symposium on Regulated Streams. The ecology of regulated streams; New York: Plenum Press; pp. 25-34

Madsen, B. L. (1995) Danish Water-courses (Ten years with the New Watercourse ٭Act. Collected examples of maintenance and restoration). Denmark: Danish Ministry of Environment and Energy; 208 pp.

Malmqvist, B. and Hoffsten, P.-O. (2000). Macroinvertebrate taxonomic richness, community structure and nestedness in Swedish streams. Archiv für Hydrobiologie 150(1):29-54

Malmqvist, B.; Nilsson, L. M., and Svensson, B. S. (1978). Dynamics of detritus in a small stream in southern Sweden and its influence on the distribution of the bottom animal communities. Oikos 31(1):3-16

Mathur, D. L.; Bason, W. H.; Purdy, E. J. Jr., and Silver, C. A. (1986) Reply to "In defense of the Instream Flow Incremental Methodology" by D.J. Orth and O.E. Maughan. Canadian Journal of Fisheries and Aquatic Science. 43:1093-1094.

Mathur, D. L.; Bason, W. H.; Purdy, E. J. Jr., and Silver, C. A. A. (1985) A critique of the instream flow incremental methodology. Canadian Journal of Fisheries and Aquatic Science 42:825-831.

Matthews R.C, Bao Y. (1991): The Texas method of preliminary instream flow determination, Rivers 2(4), 295-310.

McCaffrey, S.C. (1998): The UN Convention on the Law of Non-Navigational Uses of International Water Courses: prospects and pitfalls in Salman S.M.A. & Boisson de Chazournes (Eds.) International Water Courses, enhancing cooperation and managing conflict, World Bank Technical Paper N0.414, Washington DC: the World Bank.

Mitsch, W. J. (1992). Landscape design and the role of created, restored and natural riparian wetlands in controlling nonpoint source pollution. Ecological Engineering 1(1):27-47

Morhardt, E. (1986) Instream flow methodologies. Lafayette, California, USA: EA Engineering, Science, and Technology, Inc.; EA-4819, Research Project 2194-2, Final Report. 313 pp.

Naturvårdsverket (?): Helhetssyn i vattenvården

Naturvårdsverket (1999): Levande sjöar och vattendrag. Miljökvalitetsmål 3. Rapport 4996. Naturvårdsverkets förlag.


92

Naturvårdsverket (2000): Utveckling av miljökvalitetsnormer som rättsligt instrument. Rapport 5138. Naturvårdsverkets förlag.

Nilsson, B. (1986) Vattenkraften och Naturmiljön. Umeälven och Vindelälven. Sammanfattning av en ekologisk jämförelse. Uppsala, Sweden: AB Hydroconsult, 36 pp.

Nilsson, B.; Johansson, C.; Eriksson, F., and Mossberg, P. (1985) Generella drag i de norrländska älvarnas fysikaliska och biologiska förhållanden. Uppsala, Sweden: AB Hydroconsult. HC 85-840. 100 pp.

Oertli, B. (1999) Altitude et diversité des Odonates. Nouvelles Centre Suisse De Cartographie De La Faune 17:34.

Olsson, M.; Sjöåsen, T., and Sandegren, F. (1989). Utterinventering Norrland 1986-87. In: Ahland, E. and Markgren, G., editors. Viltnytt (Statens Naturvårsverk) (27):30-39

Orth, D. J. and Maughan, O. E. (1986). In Defense of the Instream Flow Incremental Methodology. Canadian Journal of Fisheries and Aquatic Sciences. 43(5):1092.

Oswood, M. W.; Reynolds, J. B.; Irons, J. G. III, and Milner, A. M. (2000). Distributions of freshwater fishes in ecoregions and hydroregions of Alaska. Journal of the North American Benthological Society 19(3):405-418

Otto, C. and Svensson, B. S. (1981). A comparison between food, feeding and growth of two mayflies, Ephemera danica and Siphlonurus aestivalis (Ephemeroptera) in a South Swedish stream. Archiv für Hydrobiologie 91(3):341-350

Palau A., Alcazar J. (1996): The Basic Flow: an alternative approach to calculate ٭minimum environmental instream flows in Ecohydraulics 2000, 2nd International Symposium on Habitat Hydraulics, Quebec City.

Pate, J. and Loomis, J. (1997). The effect of distance on willingness to pay values: a case study of wetlands and salmon in California. Ecological Economics 20(3):199-207.

Pianka, E. R. (1989) Latitudinal gradients in species diversity. Trends in Ecology and Evolution 4:223

Platts, W. S. (1979) Relationships among stream order, fish populations and aquatic geomorphology in an Idaho river drainage. Fisheries (Bethesda, Maryland) 4:5-9.

Poff,N.L., J.D.Allan, M.B. bain, J.R. Karr, K.L. Prestegaard, B.D. Richter, R.E.Spaks ٭& J.C.Stromberg (1977): The natural flow regime. BioScience 47:769-784.


93

Postel, S. (1992): Last oasis, facing water scarcity. New York: W.W. Norton.

Refsgaard, J. C. (1999). Opfølgning på temamøde om minimumsafstrømning. Medianminimum og vandløbskvalitet: behov for faglig oprustning", Proceedings; 1999 Jun 10; Silkeborg, Denmark. Denmark: Dansk Vandressource Komite (DVK).

Renman, G. (1986) Distribution of aquatic macrophytes in a North Swedish river in relation to habitat conditions. Umeå: Umeå universitet; Ph.D.Thesis

Richter B.D., Baumgartner J.V., Wigington R.B., Braun D.P. (1997): How much the does the river need? Freshwater Biology 37(1), 231-249.

Richter, B.D.,J.V. Baumgartner, R. Wigington & D.P. Braun (1977): Freshwater Biology, 37: 231-249.

Roach, B.; Boyle, K.; Bergstrom, J., and Reiling, S. (1999). The Effect of Instream Flows on Whitewater Visitation and Consumer Surplus: A Contingent Valuation Application to the Dead River, Maine. Rivers 7(1):11-20.

Rood, S. B. and Mahoney, J. M. (2000). Revised Instream Flow Regulation Enables Cottonwood Recruitment Along the St. Mary River, Alberta, Canada. Rivers 7(2):109-125

Ryan, S. E. and Grant, G. E. (1991) Downstream effects of timber harvesting on channel morphology in Elk River Basin, Oregon. Journal of Environmental Quality 20(1):60-72

Rörslett, B. (1988). Aquatic Weed Problems in a Hydroelectric River: The River Otra, Norway. Regulated Rivers Research and Management 2(1):25-37

SCB (2002). Vattenanvändning 1995. http://www.scb.se - Databaser - Kartor. Statistiska Centralbyrån

Scott, D. and Shirvell, C. S. (1987). A critique of the instream flow incremental methodology and observations on flow determination in New Zealand. pp. 27-43 I: Craig, J. F. and Kemper, J. B., editors. Regulated streams: advances in ecology (Proceedings of the 3rd International Symposium on Regulated Streams); 1985 Aug 4-1985 Aug 8; Edmonton, Alberta, Canada. New York, NY, USA: Plenum Press 431 pp..

Sedell, J. R. and Beschta, R. L. (1991) Bringing back the "bio" in bioengineering. 10th American Fisheries Society Symposium. USA: American Fisheries Soc. Pp. 160-175.

Seyam, I., Savenije, H.H.G., Aerts, J. and Schepel, M. (2000): Algorithm for Water Resources Distribution in International River Basins. Physics and Chemistry of the Earth (B) 25(3):309-314.

Sjöström, P.; Larsson, M., and Svensson, B. S. (1993). Ecological engineering - an alternative to more water. "Hydropower, Energy, and the Environment",


94

Proceedings of the International Conference on Hydropower, Energy, and the Environment: Options for Increasing Output and Enhancing Benefits; 1993 Jun 14-1993 Jun 16; Stockholm, Sweden

,Smatkhtin V.U. (2001): Low flow hydrology: review, Journal of hydrology, nr. 240 ٭147-186.

SMHI (2001): Förslag till vattenhushållningsplan för Emån, hydrologiska förutsättningar, Rapport 2001 Nr 61, Norrköping.

SNA (1995): Klimat, sjöar och vattendrag, LMV SSAG SCB Sveriges National Atlas, Stockholm.

Stanley, E. H. and Boulton, A. J. (1995). Hyporheic processes during flooding and drying in a Sonoran Desert stream. I. Hydrologic and chemical dynamics. Archiv für Hydrobiologie 134(1):1-26

Statens Offentliga Utredningar (1994). Vilka vattendrag skall skyddas? 1. Principer ٭och förslag. Betänkande av Vattendragsutredningen. Stockholm, Sweden: Miljö- och Naturresursdepartementet; (Statens Offentliga Utredningar (SOU); v. 1994:59).

Streiner, C. F. and Loomis, J. B. (1995). Estimating the Benefits of Urban Stream Restoration Using the Hedonic Price Method. Rivers 5(4):267-278.

Stromberg, J. C. and Patten, D. T. (1990). Riparian vegetation instream flow requirements: a case study from a diverted stream in the eastern Sierra Nevada, California. Environmental Management 14(2):185-194

Svensson, B. S. (1985). Stream regulation and the local extinction of benthic animals. Presentation at the Third International Symposium on Regulated Streams; 1985 Aug; Edmonton, Alberta, Canada

Svensson, B. S. (1995). Förutsättningar för svensk vattenkraft. In: Lothigius, J., editor. Kilowatten. Fakta i Energifrågan. Stockholm: Naturia pp. 209-215

Svensson, B. S. and Herrmann, J. (1995). Recovery of benthic macroinvertebrates from acidification - to what extent can we count upon spontaneous recolonization? Verh.Internat.Verein.Limnol.

Söderström, O. (1988) Effects of temperature and food quality on life-history parameters in Parameletus chelifer and P. minor (Ephemeroptera): a laboratory study. Freshwater Biology 20(3):295-304

Tennant D.L. (1976) Instream Flow regimens for fish, wildlife, recreation and related environmental resources, Fisheries 1 (4) 6-10.

Thomann R. V., Mueller J. A. (1987): Principles of Surface Water Quality Modeling and Control, Harper & Row Publishers, New York.


95

Tikkanen, P.; Laasonen, P.; Muotka, T.; Huhta, A., and Kuusela, K. (1994). Short-term recovery of benthos following disturbance from stream habitat rehabilitation. Hydrobiologia 273(2):121-130

Turner, D. and Williams, D. D. (2000). Invertebrate Movements within a Small Stream: Density Dependence or Compensating for Drift? International Review of Hydrobiology 85(2-3):141-156

Van der Zaag, P., Savenije, H. (1999): The management of international waters in EU and SADC compared, Phys. Chem. Earth (B) 24:579-589.

Ward, J. V. (1986). Altitudinal zonation in a Rocky Mountain stream. Archiv Für Hydrobiologie, Suppl. (Monographische Beiträge) 74(2):133-199

Wats, G. (1997): Hydrological modelling in practice, in Contemporary Hydrology: Towards holistic environmental science, edited by Wilby, R. 151-193, John Willey and Sons, Chichester.

Vattendirektivet (2000). Europaparlamentets och rådets direktiv 2000/60/EG av den 23 oktober 2000 om upprättande av en ram för gemenskapens åtgärder på vattenpolitikens område. Europeiska gemenskapernas officiella tidning SV. 22.12.2000 L 327/1.

Watters, G. T. (1992) Unionids, fishes, and the species-area curve. Journal of Biogeography 19:481-490

Weisner, S. E. B.; Eriksson, P. G.; Graneli, W., and Leonardson, L. (1994). Influence of macrophytes on nitrate removal in wetlands. Ambio 23(6):363-366

Weissglas, G.; Alatalo, M., and Appelblad , H. (1996). Lax i strida strömmar, sportfisket som regional utvecklingsresurs. Slutrapport från projektet Laxen tillbaka till våra älvar. Gerum - Kulturgeografi (Umeå) (31):1-208.

Weston A.E., Hodgson B.P. (1991): The river Aled regulation system - reconciling the reconcilable, BHS 3rd National Hydrology Symposium, Southampton.

Wever, J. W. (1983). Symposium: ecological recovery at Mount St. Helens. In: Wever, J. W., editor. Northwest Scientific Association, 56th annual Meeting - Program and Abstracts; 1983 Mar 24-1983 Mar 26; Olympia, WA, USA. Evergreen State College; 35 pp.

Wiederholm, T.; Svensson, B. S., and Cederwall, H. (1984) Bottenfauna. Recipientkontroll vatten. Metodunderlag. Uppsala, Sweden: Statens naturvårdsverk, Laboratoriet för miljökontroll, Sötvattenenheten;SNV Rapport 3075. 33 pp.

Willis, K.G. and Garrod G.D. (1998): Water companies and river environments: the external costs of water abstraction. Utilities Policy 7(1):35-45.


96

Wilson, M. A. and Carpenter, S. R. (1999). Economic valuation of freshwater ecosystem services in the United States: 1971-1997. Ecological Applications 9(3):772-783.

Vinson, M. R. (1988) Sediment dynamics in meandering and straight sections of a relocated stream channel in coarse alluvium. In: Mutz, K. M. and Lee, C. L., editors. Wetland and Riparian Ecosystems of the American West. Proceedings of the Society of Wetland Scientists; 1988 Nov 14-1988 Nov 18; Denver, Colorado, USA. USA: Society of Wetland Scientists

Vymazal, J.; Brix, H. Cooper P. F.; Green, M. B., and Haberl, R. eds. (1998) Constructed Wetlands for Wastewater Treatment in Europe. Leiden, The Netherlands: Backhuys Publishers

Young A.R., Sekulin A.E. (1996): Naturalised river flow records in the Essex Region, Institute of Hydrology Report to Environment Agency, Anglian Region.

Young A.R., Sekulin A.E., Croker K.M. (1966): Micro LOW FLOWS Version 2.1 User Guide, Institute of Hydrology, Wallingford.

Young, K. A. (2000). Riparian Zone Management in the Pacific Northwest: Who's Cutting What? Environmental Management 26:131-144

Zaag, P, Seyam, I.M. and H.H.G.Savenije (2002): Towards measurable criteria for equitable sharing of international water resources, Elsevier, Water Policy, under publication.


97

Bilaga 1. Beskrivning av lågflödesproblem inom Sydvatten ABs vattentäkter

Sydvattens främsta vattentäkt är Vombsjön. Kompletterande vattentillförsel sker från Bolmen via Ringsjöverket. Reservvattentäkten är själva Ringsjön. Den största vattenanvändaren i regionen är Sydvatten, men jordbruket - framförallt vad gäller bevattning – förbrukar också en betydande vattenmängd (Danielson och Emistlöf 1982).

Flödet från Vombsjön ut i Kävlingeån är reglerat sedan 1969. Enligt vattendomen får uttaget från sjön inte göra att flödet ut till Kävlingeån understiger 0,3 m3 s-1, när vattentillgången minskar under sommaren. Flödet i ån vid Kävlinge samhälle får inte understiga 2 m3 s-1. Men där är bidraget från andra åar betydelsefullt, särskilt från Klingavälsån, vars utflöde till Kävlingeån varierar mellan 0,4 m3 s-1 under sommaren och 9-10 m3 s-1 under vinterperioden. Bråån, som rinner ut i Kävlingeån vid Örtofta, tillför nästan 2 m3 s-1 i medeltal under året.

Ett kritiskt läge kan i Vombsjön uppstå när vattenståndet når 17 m ö.h. och vatten upphör att rinna ut från sjön. En sådan situation har inte uppträtt en enda gång under senaste två decennierna och den minsta tillåtna tappningen har aldrig underskridits. Om ett kritiskt läge skulle närma sig det finns några alternativ att välja mellan.

Ringsjöverket mottar vatten från Bolmen genom en lång tunnel och utgör del i ett system där också Vombverket ingår. Man kompenserar i distributionsnätet därigenom den mängd av vatten som under vissa betingelser bortfaller från Vombverket. Vad gäller Bolmens reglering kan man konstatera att vattenförsörjningens intresse normalt ryms inom kraftindustrins (Sydkraft) vattendom, som existerade innan Ringsjötunneln byggdes. Det finns ett tillägg till vattendomen, som reglerar vattenanvändningen vid låg vattentillgång.

Vattenuttag från Ringsjön är ett reservalternativ, som ger sämre produkt i slutändan, men som kan användas i ett nödläge. Den minsta tillåtna tappningen från Ringsjön till Rönneån och som därmed också dimensionerar uttaget för vattenförsörjningens behov, bestäms av driften av Klippans pappersbruk längre ner i Rönneån. Bruket behöver minst 2,5 m3 s-1 till utspädningen av sitt avloppsvatten; en vattenföring, som motsvara det lägsta observerade flödet. Det reglerade minsta flödet kan sjunka till 1,7 m3 s-1 under industrisemestern.

Experter framhåller också möjligheten att reducera eller upphöra med annan vattenan-vändning i Vombsjöns avrinningsområde för att säkra vattenförsörjningen i ett kritiskt läge. I första hand skulle då användningen för bevattning kunna begränsas. Egentligen innebär tillämpningen av en sådan lösning att ekonomiska värden får stå tillbaka för att eliminera ett allvarligt hot mot Kävlingeåns ekologiska status.


98

Bilaga 2. Beskrivning av lågflödesproblem inom Emån

Emån utgör ett annat exempel på komplex vattenanvändning, som också innebär att kraftproduktion och vattenuttag skall samordnas med naturvård. Emån är ett av de största vattendragen i sydöstra Sverige. Den har sina källflöden på Småländska höglandet och mynnar i Östersjön. Emån är 22 mil lång och avrinningsområdet är 4500 km2 och täcker åtta kommuner i Jönköpings och Kalmar län. Jönköpings län är till största delen täckt av skog. Jordbruksmarker förekommer framförallt vid en del av sjöarna och i ådalarna. De nordvästra delarna av avrinningsområdet är sjörikt men den nedre delen har få sjöar, vilket återspeglas i en kraftigt varierande vattenföring. Sommartid är vattenföringen ofta mycket låg och det förekommer att inte mer än 2 m3/s når mynningen, trots att lågflödeskriteriet är minst 3 m3 s-1 och bedömningen att det vore önskvärt med flöden >4 m3/s vid mynningen.

Regleringen av Emån tillkom i början av 1900-talet för kraftändamål. Senare skapades vattenmagasin för vattenförsörjning till tätorter och industrier. Vattenuttag för industriellt och kommunalt ändamål förekommer vid flera tätorter, såsom Nässjö, Sävsjö, Bodafors och Mönsterås, vilka tar vatten direkt från Emån eller från sjöar inom avrinningsområdet. Eksjö och Vetlanda infiltrerar vatten från ån för dricksvattenförsörjningen. Mönsterås bruk, SAPA, Pauliströms bruk och Silverdalens pappersbruk använder dess vatten i sina processer.

Det finns tre olika intressen kopplade till Emåns vatten. Vattenbehovet till kraftproduktion skiljer sig från vattenförsörjning och miljövård vid olika tidpunkter under året. Kraftbolagen utnyttjar också här sina regleringsmagasin för att spara vatten för vintern. Det innebär bland annat att sommartappningar minimeras. Vattenförsörjningsmagasinen används för att säkra en viss vattenföring under de torra sommarmånaderna. Stora vattenanvändare är jordbruket och industrier. Bevattning utnyttjar 2,6 Mm3 under ett torrår och förekommer tiden maj-augusti. Det är svårt att uppskatta mängden hur stora vattenmängd, som i övrigt används, men den kan uppgå till 0,5 m3/s. Industrins behov är jämnt fördelat under året och problem med låg vattentillgång förekommer enbart under sommarhalvåret. Mönsterås bruk är den största enskilda vattenanvändaren. Deras tillstånd gäller uttag av 1,5 m3/s vatten, men normalt förbrukas bara ca 0,7 m3/s.


99

För att begränsa regleringens inverkan på vattensystemets miljö tappas alltid åtminstone s.k. skönhetsvatten. Det finns olika önskemål angående mängden som minst bör släppas fram. Kraftbolagens intresse är att hålla nere skönhetstappningar medan miljövård och andra användare skulle föredra större tappningar.

Huvudproblemet uppträder i huvudfåran i nedre delen av vattensystemet där också de flesta vattenanvändarna finns. Själva vattenföringen påverkas emellertid i stor utsträck-ning av den reglering som sker uppströms. Mönsterås bruk har tagit över en del vatten-magasin från Sydkraft för att själva styra flödet och därmed trygga sin vattenförsörjning.

En lång rad av hydrologiska beräkningar har utförts i Emån för att bidra till att ta fram regleringsalternativ, som kan bidra till att minska översvämningar och leda till högre tappningar för att tillfredställa behov, som framställs av miljövård och andra vattenanvändare (bl.a. Engström och Skjöldebrand 1997; Johansson 1997; Karlström och Larsson 1997; SMHI 2001).

Dessa beräkningar innebar att observerade vattenförningsserier infördes i modeller och att alternativa regleringar simulerades med befintliga och hypotetiska magasinskapacite-ter. SMHI’s undersökning, som genomfördes inom ramen för ett EU projekt, föreslår en ny regleringsstrategi där tappningen från flera av dammarna minskas och avsänkningsnivåerna inför förväntat höga flöden höjs. Den nya regleringsstrategin ger också förväntat lägre avsänkning i magasinen under torra somrar, medan Emåprojektets lågflödesmål inte uppnås fullt ut. Den lägsta vattenföringen ökas ändå kraftigt från uppmätta 1,6 m3 s-1 till 4,3 m3 s-1. De föreslagna regleringsåtgärderna ryms inte inom gällande vattendomar och om Emåprojektets mål skall uppnås fullt ut behöver ytterligare några dammar i Emån användas för att öka lågflödena.


100

De utförde beräkningarna baserades antingen på vattenbalansekvationen eller på en kon-ceptuell modell (HBV). Man kan konstatera att det finns ett uppenbart behov av hydrau-liska beräkningar, som tar hänsyn till processer som hittills försummats. När läget var akut och vattenföringen i Emån inte räckte till att försörja Mönsterås bruk tappade man vatten från Saljen-magasinet. Erfarenheten från sådana kompensationstappningar visade att de inte räckte till för att klara förväntningarna, eftersom vattnet aldrig nådde Mönsterås Bruk. Orsaken till den uteblivna effekten var att naturliga och konstjorda magasin på vägen till Mönsterås bruk helt absorberade den ökade tappningen. För att garantera driftsäkerheten måste alltså regler och rekommendationer grundas på tillämpningar av metoder, som beskriver viktiga processer med nödvändig noggrannhet. Det gäller naturligtvis inte minst processer, som rör det ekologiska systemets reaktioner på flödesändringar.

R a p p o r t 5 2 9 3

Flöden i vattendrag Samtliga vattendrag i Götaland och Svealand torde idag vara antropogent påverkade ur någon aspekt. När det gäller flöden handlar det ofta om påverkan genom alltför omfattande bevattningsuttag i jordbruksbygder, men även om till exempel stora uttag av dricksvatten och processvatten. Uttagen, som främst är koncentrerade till sommarperioden då även naturliga lågflöden inträffar, ger upphov till negativa effekter för vattendragslevande biota.

Rapporten utgör ett underlag till Miljökvalitetsnormer för flöden/nivåer i rinnande vatten – redovisning av ett regeringsuppdrag (NV rapport 5292), i vilken Naturvårdsverket på uppdrag av regeringen har utrett möjligheterna att införa miljökvalitetsnormer för flöden/nivåer i rinnande vatten, för att på så sätt säkerställa ett tillräckligt flöde.

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 91-620-5293-4.pdf ISSN 0282-7298 NATURVÅRDSVERKET

Documents

MKN F l . d e n underlag 5293 - Naturvårdsverket€¦ · Title: Microsoft Word - MKN_F l . d e n_underlag_5293.doc Created Date: 7/1/2003 2:27:55 PM