VARIATIONER I VATTNETS SAMMANSÄTTNING LÄNGS ÄTRANS … · 2012-02-07 · The highest variations...

EARTH SCIENCES CENTRE GÖTEBORG UNIVERSITY B412 2004

VARIATIONER I VATTNETS SAMMANSÄTTNING LÄNGS ÄTRANS

VATTENDRAG

Yvonne Kron

Agneta Brodin

Department of Physical Geography GÖTEBORG 2004

GÖTEBORGS UNIVERSITET Institutionen för geovetenskaper Naturgeografi Geovetarcentrum

VARIATIONER I VATTNETS SAMMANSÄTTNING LÄNGS ÄTRANS

VATTENDRAG

Yvonne Kron

Agneta Brodin

ISSN 1400-3821 B412

Projektarbete Göteborg 2004 Postadress Besöksadress Telefo Telfax Earth Sciences Centre Geovetarcentrum Geovetarcentrum 031-773 19 51 031-773 19 86 Göteborg University S-405 30 Göteborg Guldhedsgatan 5A S-405 30 Göteborg

SWEDEN

_______________________Variationer i vattnets sammansättning längs Ätrans vattendrag______________________

ABSTRACT Variations in the water composition along the stream of Ätran The purpose of this study was to research how land use in the drainage basin affects water quality and chemical composition in the river Ätran. Since variations in the river are not only affected by human activity it was also of interest to study natural sources that may influence these variations. The Ätran river extends from Komosse about 100 km east of Ulricehamn to Falkenberg where it debouches into Kattegatt. The region can be divided into a coastal plain and a highland area with an intermediate transition zone. The drainage basin covers an area of 3 342 km2, which is mainly forested. About 35 % of the area is arable land, pasture and land used for other purposes. 120 water samples were collected from the beginning to the end of the river during three days in September and October 2003. These water samples were analysed to measure variations in nitrate, phosphorus, sodium, calcium, magnesium and potassium. Nitrate measurements were done with a spectrophotometer and other measurements with ICP-MS. The pH and conductivity were measured in field. Land use was studied from maps and also by subjective field observations. The obtained pH values showed high and stable variations along the river. This is assumed to be caused by low water flow and low ground water levels. Further reasons could be the high buffering capacity in the soil. The electric conductivity showed a distinct downward trend downriver. This is contrary to earlier research findings. Obtained results showed large variations and high values, especially in the upper part of the drainage basin, probably caused by influence from agricultural areas, municipal sewage treatment and wastewater. In addition, the unexpected results could also be caused by geological variations. The highest variations in nitrate content, as well as the largest variability, were found in the upper part of the drainage basin, which indicates human influences. However, the largest agricultural land areas are located in Ätrans lower valley and also in the valley north of Ulricehamn. Thus, the results must be explained as caused by factors other than human activities, for example soil properties and the increased water flow downriver. Phosphorus concentrations are extremely low throughout the entire system. The low phosphorus values could be a result of the high pH values. However, this correlation was not directly detected in this study. The registered variations in base cations show that these mostly are caused by geological variations in the drainage basin. Calcium dominates in the upper part of the drainage basin while sodium appears most frequently in the area near the ocean. The magnesium values are highest in the upper part of the area and the values of potassium are relatively constant. For that reason, variations caused by human activity are difficult to derive. As a conclusion the results indicate that land use affects water quality and chemical composition in the Ätran river. However, a large number of factors influence the variations in water quality, which is a result of antropogenic influences combined with natural influences such as variations in pH and geology. From this study it is not possible to determine the factors that affect the water chemistry the most.

i


SAMMANFATTNING Syftet med denna undersökning var att kartlägga huruvida markanvändningen i Ätrans avrinningsområde påverkar vattenkvaliteten i Ätran. Då förändringar i ett vattendrag inte bara är ett resultat av mänsklig påverkan har det också varit av intresse att urskilja variationer som har sin grund i naturliga orsaker. Ätran sträcker sig från Komosse ca 10 mil öster om Ulricehamn till Falkenberg där den mynnar ut i Kattegatt. Området kan delas in i kustslätt- och höglandsområde med en mellanliggande övergångszon. Avrinningsområdets totala areal är 3 342 km2 och täcks till största delen av skog. Åker- och betesmark tillsammans med övrig mark utgör cirka 35 % av områdets area. Under en dag i september och två dagar i oktober 2003 samlades 120 vattenprover in längs vattendraget vilka analyserades i laboratorium för att ta reda på halterna av nitrat, fosfor, natrium, kalcium, magnesium och kalium längs vattendraget. Nitratvärdena har analyserats med fotospektrometer och övriga ämnen med hjälp av ICP-MS. Konduktivitet och pH har mätts i fält. Markanvändningen har studerats med hjälp av kartor samt genom egna fältobservationer. Resultaten, vad gäller pH, visar på variationer som är höga och stabila längs hela vattendraget vilket antas bero på låg vattenföring och lågt grundvattenstånd samt hög buffertkapaciteten i jorden och den omfattande kalkningen som sker i området. Konduktiviteten uppvisar en tydligt nedåtgående trend nedströms vattendraget, vilket är i motsats till tidigare forskning. Punktvis uppvisas stora variationer och höga värden, främst i övre delen av avrinningsområdet, vilket antas bero på påverkan från jordbruk, reningsverk och enskilda avlopp. Därtill kan uppmätta resultat vara geologiskt betingade. Vad gäller nitrathalterna återfinns de högsta och även de största förändringarna i övre halvan av undersökningsområdet vilket indikerar påverkan av mänsklig aktivitet. Dock återfinns de mest sammanhängande jordbruksarealerna i Ätrans nedre dalgång samt i dalgången norr om Ulricehamn. Förklaring till detta har därmed stått att finna i andra orsaker som jordart och ökad vattenföring nedströms. De uppmätta fosforhalterna är extremt låga längs hela vattendraget. En orsak till det kan vara att fosfors löslighet minskar med ökat pH. Dock har detta samband inte direkt kunnat påvisas. Variationer som uppmätts vad gäller baskatjonerna visar att dessa till stor del geologiskt betingade. Detta då kalcium dominerar i den övre delen av avrinningsområdet medan natrium framträder starkast i det kalkfattiga området nära havet. Halterna av magnesium är högst i den övre delen av avrinningsområdet medan kaliumhalterna visar på relativt konstanta variationer. Det är utifrån resultaten svårt att härleda avvikelser som är orsakade av mänsklig aktivitet. Sammanfattningsvis tyder resultaten på att markanvändningen har betydelse för vatten-kvaliteten i Ätran. Dock är det inte entydigt den enda förklaringen. De naturliga förut-sättningar som avrinningsområdet ger är samtidigt av stor vikt. Det är därför svårt att peka på en specifik orsak då vattenkvaliteten är en påföljd av både mänskliga- och naturliga orsaker samtidigt.

ii


FÖRORD Denna uppsats ingår i en c-kurs i geografi och är ett 10-poängsarbete som utförts vid Natur-geografiska Institutionen vid Göteborgs universitet under hösten 2003. Vi vill tacka vår handledare Lars Franzén som introducerade oss i ämnet samt hjälpte oss vid analysen av vattenproverna Göteborg april 2004 Yvonne Kron

Agneta Brodin

iii


INNEHÅLLSFÖRTECKNING

1 INLEDNING 1

Syfte och frågeställningar 2

2 FAKTORER SOM ÄR VIKTIGA FÖR VATTENKVALITETEN 3

Vattenomsättning och vattenföring 3

Kemiska processer längs vattnets väg 3

Mänsklig aktivitet 4

3 BESKRIVNING AV ÄTRANS AVRINNINGSOMRÅDE 5

Geografiskt läge 5

Berggrund och jordart 6

Topografi 6

Klimat 7

Markanvändning 7

Nederbörd och vattenföring under undersökningsperioden 8

4 METODIK 10

Provtagningsstationer 10

Insamling av vattenprover 11

Laboratorieanalys av vattenprover 11

pH 12

Konduktivitet 12

5 RESULTAT 13

pH 13

Konduktivitet 14

Nitrat 15

Fosfor 16

Baskatjoner 17

Samvariation mellan de olika variablerna 19

6 DISKUSSION 20

pH 20

Konduktivitet 21

Nitrat 22

Fosfor 23

Baskatjoner 24

7 SLUTSATSER 26

REFERENSER 27

iv


v


1 INLEDNING I Sverige har vi relativt stabila vattenförhållanden med förhållandevis små variationer från ett år till ett annat. Men vattentillgången är inte enbart en fråga om mängden vatten, utan detta måste dessutom vara av sådan kvalitet att det går att använda utan hälsorisker. Vad gäller vattnets kvalitet utgör marken nyckelzon när det gäller nederbördens uppdelning på av-dunstning och avrinningsbildning samt de kemiska händelsesekvenserna under vattnets mark-passage. Det innebär att all mänsklig aktivitet som påverkar markzonen också framkallar eff-ekter på de kemiska egenskaperna hos såväl grundvatten som vattendrag (Falkenmark 1979). Även om också naturliga processer såsom klimatvariationer, vittring och landhöjning kontinu-erligt förändrar vattenkvaliteten kan dessa naturliga processer påskyndas eller förändras av mänsklig aktivitet. I Sverige finns både nationella och internationella miljökrav som reglerar verksamheter kring våra sjöar och vattendrag. Dessutom finns det en rad ideella organisationer och enskilda ak-törer som bedriver påtryckningar både på kommunal- och statlig nivå för ett renare och mer levande vatten. En rad olika åtgärder har vidtagits för att komma till rätta med de problem som höga halter av näringsämnen i sjöar och vattendrag har inneburit. Sedan mitten av 1970-talet har praktiskt taget alla tätortshushåll och mindre industrier blivit anslutna till kommunala avloppsreningsverk vilket innebär att mer än 80 % av avloppsvattnet idag genomgår kemisk rening. Dock har effekten av detta varit begränsad beroende på att näringsläckaget från jord-bruks- och skogsmark har ökat under samma tid (Bernes 1991a). Under de senaste decennierna har sambandet mellan markanvändning, vattentillgång och vattenkvalitet i avvattnande vattendrag medfört att forskning i allt större utsträckning har ägnats åt detta (Falkenmark 1982, Bergström 1993). Dock har oss veterligen den forskning som bedrivits främst koncentrerats på mindre vattendrag vilket innebär att undersökningar gjorda på större vattendrag som denna är sällsynt. Utifrån den forskning som bedrivits vet man idag att i mindre vattendrag är halten fosfor vanligen är högre uppströms än nedströms medan pH, konduktivitet och kalcium-, magnesium-, natrium- och kaliumjoner i allmänhet ökar längs vattendraget, dock avtar takten på ökningen av konduktiviteten nedströms (Grip & Rodhe 1994). Likaså är vattenföringen och grundvattenståndets storlek av betydelse för vilken koncentration av olika ämnen som mäts upp i ett vatten då variationer i vattenföring kan öka eller minska mängden lösta ämnen. Vidare har också visats att konduktiviteten ökar ned-ströms vid låg vattenföring till följd av att det sker bidrag av långtransporterat grundvatten med hög salthalt och att det omvända sker vid hög vattenföring, då det är stora förekomster av ytligt grundvatten med låg salthalt. På samma sätt sker med pH-värdet, det är högre vid låg vattenföring och lågt grundvattenstånd och omvänt sjunker det när grundvattenståndet stiger och vattenföringen ökar, beroende på att surt nederbördsvatten går praktiskt taget opåverkat till vattendraget då utströmningsområdet är mättat. På Naturgeografiska institutionen vid Göteborgs Universitet har tre C-uppsatser om olika faktorers påverkan på ett vattendrag publicerats. Larsson (1997) undersökte om det fanns ett samband mellan markanvändning i ett avrinningsområde och halten av ämnen i avvattnande vattendrag. Hennes studie visar att uppströms påverkas vattenkvaliteten av mänskliga aktiviteter i form av tätbebyggt område samt industri. Nedströms är halterna lägre trots förekomsten av jordbruk, vilket Larsson förklarar med att den naturliga påverkan slår igenom. Den andra av de tre uppsatserna är gjord av Lillvik (1999). Syftet i hennes studie var att se hur omgivningen kring några bäckar påverkar vattenkvaliteten. Lillviks resultat visar att

1


långvarigt surt nedfall leder till ökad utfällning av aluminium och järn. Ytterligare pekar resultatet på att jordbruk och kalhuggning leder till ökat läckage av nitrat och kväve. Den tredje uppsatsen kring detta ämne är gjord av Hellström (1998). Även här undersöks hur markanvändningen i ett område påverkar vattenkvaliteten. Hellström kommer fram till att läckaget av nitrat och andra joner är större från jordbruksmark än från skogsmark. Dock ute-sluter hon inte att andra faktorer såsom nederbörd, flöde, jordart etc. samtidigt påverkar vattendragets beskaffenhet. Gemensamt för dessa uppsatser är att de liksom Grip & Rodhes (1994) undersökningar har genomförts på en mindre sträcka i små vattendrag. Genom att undersöka ett vattendrag kan vi få information om de faktorer kring vattenflödet och dess avrinningsområde som påverkar dess beskaffenhet. Näringsämneskoncentrationerna i ett avrinningsområdes vattendrag är ett resultat av flera på varandra påverkande processer såsom markförhållanden, klimat, hydrologi samt markanvändning. Därför är det viktigt att söka dessa samband för att i möjligaste mån förstå att ett vattendrags kvalitet är ett resultat av inverkan från flera olika processer. Syfte och frågeställningar Syftet med denna uppsats är att undersöka Ätrans vattenkvalitet från källa till mynning. Ut-ifrån resultaten vill vi försöka kartlägga huruvida markanvändning inom avrinningsområdet påverkar vattnets kvalitet. Då alla förändringar i vattendraget inte är förknippade med mark-användning är det också av intresse att urskilja variationer som kan ha sin förklaring i naturlig påverkan. För att klargöra syftet är följande frågeställningar gjorda:

• Hur varierar pH och konduktivitet samt halten av nitrat, fosfor, natrium, kalcium, magnesium och kalium längs Ätran under den aktuella mätperioden?

• Hur påverkas variationer av markanvändningen i avrinningsområdet?

• Hur påverkas de av naturliga faktorer?

2


2 FAKTORER SOM ÄR VIKTIGA FÖR VATTENKVALITETEN Vattenomsättning och vattenföring Den nederbörd som faller på ett avrinningsområde kan antingen infiltreras, avdunsta eller avrinna som ytvatten. Hur stor del av nederbörden som infiltreras eller avdunstar avgörs främst av solstrålning, temperatur och vind samt berggrundens och jordlagrens genom-släpplighet (Bergström 1993, Grip & Rodhe 1994). I allmänhet är markens infiltrations-kapacitet större än regnets eller snösmältningens intensitet, vilket innebär att det vatten som tillförs kan tränga ner i marken. Om regnets eller snösmältningens intensitet däremot över-skrider markens infiltrationskapacitet eller om markens porer redan är fyllda kommer vattnet istället att strömma direkt till sjöar och vattendrag som ytavrinning. Vattnet i vattendrag och sjöar är av den anledningen en blandning av både grundvatten och regn- eller smältvatten. Ytavrinningens omfattning påverkas dessutom av ett avrinningsområdes topografi. Där det är brant har vattnet betydligt svårare att hinna tränga ner i marken än där omgivningen är något flackare (Grip & Rodhe 1994). Nederbördens omfattning och intensitet i avrinningsområdet leder till variationer i ett vatten-drags normala vattenföring. Beroende på var i Sverige man befinner sig följer avrinnings-bilden ett visst mönster då avrinningen i ett vattendrag varierar med årstiden. I den södra delen av landet är det en topp i flödet på våren beroende på snösmältningen och på hösten till följd av hög nederbörd samtidigt som avdunstningen är liten. Under hög- och sensommar är flödesmönster normalt låg vattenföring, trots att detta vanligtvis är årets nederbördsrikaste tid, vilket beror på att avdunstningen också då är som störst. Under vintern ligger nederbörden till stor del fastlagd som snö (Grip & Rodhe 1994). Kemiska processer längs vattnets väg Under grundvattnets väg genom jord och berg förändras dess innehåll av lösta ämnen genom långsamma reaktioner med omgivningen. Baskatjonerna kalcium, kalium, natrium och magnesium frigörs naturligt från berggrunden genom kemisk vittring samt erosion och utifrån det innehåller alla vatten naturligt varierande koncentrationer av lösta ämnen/joner. Jord-arterna har främst genom sin kornstorleksfördelning betydelse för reaktionstid och infiltrationshastighet och därmed grundvattnets innehåll av kemiska substanser. Finkorniga jordar har större kontaktyta och uppehållstiden för vattnet blir längre i dessa vilket för med sig en bättre neutraliseringsförmåga. Vattnets kemiska sammansättning i ett visst skede av krets-loppet är således resultatet av den samverkan som skett mellan det cirkulerande vattnet och den omgivning genom vilket det passerat (Falkenmark 1979, Grip & Rodhe 1994). Baskatjonerna natrium, kalcium, magnesium och kalium härrör i huvudsak från vattnets utlösning av vittringsprodukter från avrinningsområdets jord och berg, men kan också ha atmosfäriskt-, havs- eller antropogent ursprung. Joner med havsursprung tillförs via nederbörd och torrt nedfall medan joner av antropogent ursprung härrör från industriprocesser, hushåll, jordbrukskemikalier och luftföroreningar (Falkenmark 1979, Grip & Rodhe 1994). Baskatjoner, med undantag av natrium, är viktiga näringsämnen för växtligheten. Vid upp-taget av baskatjoner kompenseras näringsupptaget av att växterna avger vätejoner vilket är en naturligt försurande process i marken. Förrådet av baskatjoner i vattnet fylls på genom kemisk vittring av mineraler i marken samt genom våt- och torrdeposition (Grip & Rodhe 1994). Våtdepositionens omfattning beror dels på nederbördsmängden, dels på avstånd till föroreningskällor (Bydén et al. 2003) medan mängden torrt deponerat material varierar bero-

3


ende på halten partiklar i luften samt vegetationen i området. Då vegetationen effektivt fångar upp större partiklar och gaser innebär det att den torra depositionen är större över skogstäckta ytor än kala ytor som sjö och åker (Bernes 1991b, Grip & Rodhe 1994). När marken tillförs för mycket försurande ämnen och baskatjonerna reduceras i marken neutraliseras vattnet ändå relativt snabbt. Vätejonerna tas då om hand av aluminiumföreningar som löser upp sig och transporteras bort och så småningom når grundvattnet (Grip & Rodhe 1994, Andersson et al. 1994). Likaså är förekomsten av organiskt material, vilka härrör från multnande växt- och djuravfall, av betydelse för ett vattendrags karaktär. I nedbrytningsprocessen frigörs näringsämnen vilka återigen kan ingå i cirkulationen mellan mark och växt. Avgörande för mängden organiskt material som tillförs vattendraget, alltså förlust av växtnäringsämnen, är avrinningsområdets markanvändning samt topografi. Då biflöden längs vattendragets väg ofta har hög halt av organiska ämnen, jämfört med vattendragets lägre lopp, finns inget tydligt samband av halten organiska ämnen längs ett vattendrag (Falkenmark 1979, Lundmark 1986). Konduktivitet, eller den elektrolytiska ledningsförmågan, är ett mått på vattnets totala jon-mängd. I inlandsvattnen utgörs huvuddelen av kalcium-, magnesium-, natrium-, kalium och kloridjoner. Det är alltså summan av detta joninnehåll som analyseras som konduktivitet. Konduktivitet uttrycks i millisiemens per meter (mS/m). Ett näringsrikt vatten har högre konduktivitet än ett näringsfattigt. Genom att mäta konduktiviteten kan man därför få en uppfattning om belastningen av näringsämnen från intilliggande åkrar, reningsverk, avlopp och avfallsupplag, vilket är av intresse för undersökningen. Även kalkhaltiga jordar kan ge hög konduktivitet på grund av tillförsel av kalciumsalter från omgivande marker. I näringsrika vatten är konduktiviteten större än 15 mS/m, medan kraftigt förorenade vatten har en konduktivitet som ligger över 50 mS/m (Bernes 1991c). Mänsklig aktivitet Det som beskrivits ovan handlar till stor del om naturliga processer som fortgår oberoende av människans aktiviteter. Dock påverkar vi människor vår omgivning på flera sätt. Den mark-användning som sker i ett avrinningsområde påverkar vattenbalansen och avrinningstiden, men den speglar också på många sätt av sig i vattnets kvalitet. Jord- och skogsbruk är tradi-tionella näringar som på en mängd sätt påverkar vattnet i stor utsträckning genom exempelvis dikning, vattenreglering, torrläggning av sjöar och våtmarker, men också genom uträtande och kulvertering av vattendrag (Bergström 1993, Falkenmark 1982). Markanvändning är inget entydigt begrepp och därför bör klargöras att begreppet i denna uppsats har innebörden; avloppsreningsverk och enskild bebyggelse samt åker- och skogs-mark. Detta eftersom spridning av växtnäringsämnen till vattendragen i huvudsak härrör från punktkällor som avloppsreningsverk, dagvattenutsläpp och enskild bebyggelse samt från mer diffusa ursprung som åker- och skogsmark. Nitrat och fosfor är exempel på såna närings-ämnen. I vilken utsträckning vattendragen tillförs näringsämnen från jordbruk och skogsbruk är beroende av hur marken brukas genom odling, djurhållning och gödsling samt mark-bearbetning (Naturvårdsverket 1993). Förlusterna av nitrat och fosfor från skogsmark ökar i samband med att skog avverkas, marker dikas och bestånd gödslas medan förlusterna från jordbruksmark kan sättas i samband med obevuxen mark under vinterhalvåret, koncentrerad djurhållning samt användning av handels- och stallgödsel (Fleischer et al. 1989).

4


5

3 BESKRIVNING AV ÄTRANS AVRINNINGSOMRÅDE Geografiskt läge Ätran har sitt källflöde i Västergötland ca 10 km öster om Ulricehamn med Komosse och Galtåsen som högsta punkter, 350 respektive 362 meter över havet. Ätran rinner först ett stycke norrut genom sjön Lönern (239,5 möh), som kan sägas vara källsjö, för att därefter vända mot sydväst ner till Ulricehamn, där den rinner ut i sjön Åsundens norra ände (164 möh). Vidare fortsätter den huvudsakligen i sydvästlig riktning genom bland annat Sven-ljunga och passerar därefter den halländska kustslätten för att slutligen mynna ut i Kattegatt vid Falkenberg, en sträcka på 243 km (Fig. 1). Största biflödena är Assman, Lillån och Hög-vadsån (Lantmäteriets översiktskarta 2003).

Lönern

Inre Åsunden Yttre Åsunden

Figur 1. Schematisk karta över markanvändningen i avrinningsområdet Figure 1. Schematic map over the land use in the drainage basin


Berggrund och jordart Undersökningsområdet är beläget inom den sydsvenska gnejsregionen och är således ett geo-logiskt sett tämligen homogent område som domineras av relativt svårvittrade gnejser. Gnejs-erna är sura till intermediära och färgen varierar från röd till mörkt grå. I både den röda och grå gnejsen förekommer större eller mindre massiv av amfiboliter vilka är mer vittrings-benägna än de surare gnejserna. Gnejsberggrunden är kraftigt uppsprucken och genomskärs av sprickdalar. I området finns även spridda inslag av granit samt grönsten och längst i norr förekommer sedimentära bergarter (SGU 1958). Morän är den dominerande jordarten i avrinningsområdet (Fig. 2) och dess sammansättning är vanligtvis sandig-moig (Hilldén 1990). Moränen bildar ett jämntjockt täcke som väl följer den underliggande berggrundens morfologi. Ofta är moräntäcket något mäktigare i dalgångar och sprickor i berggrunden. Ätrans dalgång fylls ut av isälvs-avlagringar vilka är tämligen finkorniga och i huvudsak består av sand eller mo. Generellt kan sägas att grovleken ökar inåt land. Huvuddelen av dessa isälvs-avlagringar består av finkornigt sväm-sediment. Dalfyllnadssediment är ofta mycket mäktiga med djup upp till ca 80 meter. Sedimenten i den norra delen ut-görs till stor del av kalkhaltiga material från de kambrosiluriska avlagringarna i västgötabergen, vilka ger en god buffert-kapacitet. I övergångszonen ut mot kust-slätten, vilket också är nedom högsta kustlinjen, är inslagen av lerområden underlagrade av sand och grus bety-dande. I avrinningsområdet finns även inslag av kalt berg och torv. Figur 2. Jordartskarta över avrinningsområdet (Källa: SNA,

Berg och jord 1998) Figure 2. Soil map above the drainage basin

Topografi Generellt kan området delas in i kustslätt- och höglandsområde med en mellanliggande övergångszon (Fig. 3). Höjden över havet varierar mellan 0 och 362 meter. Kustslätten nivå ligger 0-30 m över havet och kännetecknas av uppstickande restberg. Längre inåt landet sker en övergång till det sydsvenska höglandet, vilket är förhållandevis kuperat med en växlande höjdskillnad mellan dalgång och omgivande höjder på mellan 50-100 meter. Däremellan finns en mellanliggande övergångszon. Fluvial erosion har medfört att djupa dalgångar skurits ned i höglandet närmast slätten (Lantmäteriets översiktskarta 2003). I figur 3 visas höjd-förhållandena längs med Ätrans huvudfåra tillsammans med större orter och sjöar.

6


0

50

100

150

200

250

300

350

0 25 50 75 100 125 150 175 200 225 250

km

möh

Svenljunga

Falkenberg

Ulriceham n

Kom osse

Åsunden

VinsarpasjönLönern

Kustslättsom råde

Övergångszon

Höglandsom råde

Figur 3. Höjdförhållande längs Ätrans huvudfåra Figure 3. Topographic profile along the river channel of Ätran Klimat Sveriges klimat styrs dels av sitt läge i västvindssystemet, dels av sitt läge mellan ett stort hav och en stor landmassa. De sydligaste delarna av Sverige ligger i den varmtempererade zonen där sommarperioden är relativt varm och lång medan vintrarna inte är alltför stränga. Årsmedeltemperaturen säger dock relativt lite om klimatet då förhållandet kompliceras genom påverkan av stora sjöar, hav, golfströmmen och höjd över havet. Således kan en plats med varm sommar och sträng vinter ha samma årsmedeltemperatur som en plats med jämnare temperaturfördelning över året (Bogren et al. 1999). Vad gäller vindarna längs hallandskusten är de i huvudsak västliga till sydvästliga. Median-vinden ligger runt 8,5 m/s (Kvick et al. 1983). Medelvärde för årsnederbörden (1961-1990) i undersökningsområdet är hög och uppgår till 700-1200 mm. Den stora nederbördsmängden beror på de rådande västvindarna som avger nederbörd där övergång sker mot det sydsvenska höglandet. Detta medför en medelnederbörd som uppgår till cirka 900-1100 mm/år inom övergångszonen mellan kust- och högland, samt upp till cirka 1200 mm/år över höglandet. I de kustnära områdena påverkas nederbördens fördelning också av skillnader i friktion mellan havsytan och den skrovliga landytan samt av temperaturskillnader mellan hav och land. Kust-slätten har en medelnederbörd på runt 700-800 mm/år. Under sommaren kan vattenbalansen periodvis vara negativ och det uppstår ett nederbördsunderskott på grund av hög avdunstning och transpiration (Alexandersson et al. 1997). Markanvändning Avrinningsområdets totala areal är 3 342 km2 (Bergström 1993). I figur 4 visas storleken på olika typer av markanvändningsområden samt andelen sjö uttryckt i procent av avrinnings-områdets area (Statistiska Centralbyrån 2003-10-21a). Den dominerande andelen av avrinningsområdet area är täckt av skog därtill följer en större del övrig mark samt åkermark. Jordbruksnäring förekommer mestadels i anslutning till Ätrans vattendrag. Den uppodlade marken är i huvudsak koncentrerad till kustslättsområdet samt till området kring Ulricehamn (Fig. 3). Skogen är i huvudsak industriskog och består till övervägande del av barrskog, men både bland- och lövskog förekommer. I de högläntare partierna finns moss- och myrmarker (Jordbruksverket 2003-10-13).

7


8

Skog58%

Åkermark12%

Betesmark4%

Tätort2%

Övrig mark18%

Sjö6%

Figur 4. Markanvändning i procent av avrinningsområdets area (Källa: Statistiska Centralbyrån, 2003-10-21a) Figure 4. Size of the land use in per cent of the drainage basin Överlag är undersökningsområdet glesbebyggt, år 2002 var den totala befolkningsmängden 71 795 personer (Statistiska Centralbyrån 2003-10-21b). Av dessa är drygt hälften bosatta på de tre större orterna som finns i området, från norr till söder Ulricehamn (9 065), Svenljunga (3 405) och Falkenberg (18 580), ca 14 500 bor i övriga tätorter och drygt 21 500 i glesbygd. Av den totala befolkningen är 50 % anslutna till något av de kommunala avloppsreningsverk som är belägna i avrinningsområdet, 25 % har enskilt avlopp och drygt 1 % saknar avlopp. Bebyggelse är till stor del koncentrerad kring vattendraget (Statistiska Centralbyrån 2003-10-21a). Nederbörd och vattenföring under undersökningsperioden Under både september och oktober 2003 var nederbörden, vattenföringen, markvattenhalter samt grundvattennivån under eller mycket under det normala för årstiden (SMHI 2003-10-21). Nederbörden visas i figur 7 av de två närmast verksamma SMHI stationerna Ulricehamn samt Glommen som ligger ca 8 km nord-nordväst om Falkenberg. I september var nederbörden i Ulricehamn och i Glommen 19 mm, vilket är mycket under det normala för perioden (94 resp. 77 mm). Även i oktober var nederbörden mindre än normalt, i Ulricehamn 44 mm (93 mm) respektive 55 mm (73 mm) i Glommen (Alexandersson et al. 1991).

0

20

40

60

80

100

120

140

160

jan feb mar apr maj jun jul aug sep okt nov dec

mm

Ulricehamn Glommen

Normalnederbörd Glommen 1961-90

Normalnederbörd Ulricehamn 1961-90

Figur 7. Månadsnederbörd i Ulricehamn och Glommen 2003. Linjerna anger normalnederbörd 1961-90 (Data från Alexandersson et al. 1991) Figure 7. Monthly precipitation in Ulricehamn and Glommen 2003. The lines show normal mean monthly pre-cipitation 1961-90


Vattenföringen i Ätran visas i figur 8 av Norrströmmen 25 km norr om Svenljunga. Under september och oktober 2003 var medelvattenföringen vid Norrströmmen 12,5 m3/s, vilket är betydligt lägre än normalt för perioden (24,5 m3/m). Efter Norrströmmen ökar vattenföringen längs Ätran på grund av att flera biflöden bidrar med sitt flöde. Från Norrströmmen ner till Hertigen i Falkenberg beräknas vattenföringen öka med cirka 40 % (Kenneth Wernersson Falkenbergs Energi AB, muntlig). Normalvärdet i Hertigen för september och oktober är ca 38 m3/s, men för den aktuella perioden var vattenföringen 24 m3/s (Eva Edquist SMHI, munt-lig).

Vattenföring Norrströmmen september/oktober-2003

0

5

10

15

20

25

2003

-09-01

2003

-09-05

2003

-09-09

2003

-09-13

2003

-09-17

2003

-09-21

2003

-09-25

2003

-09-29

2003

-10-03

2003

-10-07

2003

-10-11

2003

-10-15

2003

-10-19

2003

-10-23

2003

-10-27

2003

-10-31

m3/

s

Normal medelvattenföring under september/oktober

Figur 8. Vattenföringen i Norrströmmen under september och oktober 2003 (Data från Kenneth Wernersson Falkenbergs Energi AB)) Figure 8. The channel flow in Norrrströmmen during September and October 2003

9


4 METODIK Provtagningsstationer Efter att studerat översiktskartan över det aktuella området gjorde vi en uppskattning av antal provtagningsstationer och en tidsplan för insamling av vattenprov. Mätningar och vatten-provtagning gjordes i fält den 29 september samt den 1-2 oktober 2003. Provtagnings-stationerna är numrerade från 1, vattendragets källa, och nedströms till mätpunkt 60, vatten-dragets mynning (Fig. 5). Målsättningen var att ta vattenprov varannan kilometer men då terr-ängen inte alltid tillät möjlighet till framkomst blev avstånden mellan provpunkterna något varierande. Vi har beaktat alla större biflöden inom avrinningsområdet genom att ta vatten-prov både före och efter dessa. Omgivningarna har fotograferats med digitalkamera och anteckningar om markanvändning i närmiljön har gjorts. Dessutom har hjälpt tagits av topo-grafiska och ekonomiska kartor.

Figur 5. Provtagningsstationernas lokalisering Figure 5. The locations of the sampling points

10


Insamling av vattenprover Med hjälp av egentillverkad kastvattenhämtare (Fig. 6) samlades vattnet direkt i 50 ml prov-flaskor. Vid varje provtagningsstation togs två vattenprover. Ett för analys av nitrat och ett för grundämnesanalys med ICP-MS. Med hjälp av kastspö kunde vi nå så långt ut mot mitten av vattenfåran som möjligt. Vid varje provtagningsstation har vi strävat efter att ta provet från den plats där vattnet strömmat/forsat som mest då det där sker den största omblandningen. Där broar funnits att tillgå har dessa utnyttjats och vattenprov har då tagits uppströms bron. Efter provtagning placerades flaskorna direkt i en batteridriven kylväska som innan var kyld och därutöver innehöll frysklampar. Vid hemkomst efter arbetsdagens slut frystes vattenproverna in.

Figur 6. ”Kastvattenhämtare” för vattenprovtagning Figure 6. Instrument used for water collecting Laboratorieanalys av vattenprover Till grund för denna uppsats ligger i huvudsak resultat av vattenprovsanalyser vilka är gjorda under två tillfällen i laboratorium på Naturgeografiska institutionen i Göteborg. Med hjälp av ICP-MS HP 4500 (Inductively Coupled Plasma Mass Spectrometer) analysera-des 21 dagar efter sista provtagningstillfället halterna av 70 stycken olika grundämnen varav fem stycken; fosfor, natrium, kalcium, magnesium och kalium redovisas i denna studie. Innan analys med ICP-MS behöver vattenproverna lakas/surgöras genom att blanda 5 ml provvatten från vardera mätstationen med 0,5 ml 53 % -ig salpetersyralösning i ett provrör, vilket ger en 5 % -ig lösning. Detta gjordes två veckor efter sista provtagningstillfället. Därefter måste proverna stå i minst två dagar för att eventuella partiklar och organiskt material skall lösas upp och ansamlas på botten i provröret. I en ICP-MS sönderdelas proverna och joniseras i ett plasma med hög temperatur, 5000ºC. Jonerna som bildas extraheras in i en masspektrometer där jonerna separeras och sedan spåras. Mätningen, som kan fastställa alla grundämnen undantaget ädelgaser, väte, fluor, kväve, syre och klor har hög precision och liten känslighet vilket ger möjligheten att bestämma metallhalter ned till mycket låga värden. Värdena anges i ppm vilket är det samma som mg/l. För att mätvärdena ska bli korrekta körs var tionde prov som kalibrering och därutöver renas instrumentet mellan varje prov med destillerat vatten. Nitrathalten analyserades 15 dagar efter sista provtagningstillfället med hjälp av fotospektro-meter Merck SQ 118 metodnummer 54. Analysen gick till så att en skopa med reagens NO3-1A samt 5 ml NO3-2A tillfördes varje provrör som därefter skakades noggrant. Efter detta tillsattes 1,5 ml provvatten från vardera mätstationen varpå blandningen reagerade under 10 minuter. Blandningen hälldes därefter i kyvetter. Även ett blankprov med 1,5 ml destillerat vatten hälldes i kyvett och användes som blankprov i fotospektrometern före analys av vatten-proverna. Koncentrationen av nitrat bestäms genom att en halogenlampa skickar en ljusstråle genom provet för att avgöra färgens intensitet. Ju högre koncentration desto mer ljus absor-beras i provet. Därefter passerar ljuset genom ett filter och mäts. Jämfört med ICP-MS är fotospektrometerns precision låg varför uppmätta värdens exakthet kan ifrågasättas.

11


pH Vid samtliga provtagningsstationer i fält mättes pH-värdet med hjälp av en digital pH-meter av märket pHep3, vilken kalibrerades före första mättillfället. Att mäta direkt i fält är att före-dra då vattenprovets pH annars kan förändras av medföljande levande organismers ämnes-omsättning eller av temperaturförändringar mellan provtagning och pH-mätning (Bydén et al. 2003). Vattendragets pH är under den första provdagen dubbelkontrollerat med en pH-meter av märket Ebro PHT 3140. Då de båda mätinstrumenten väl stämde överens kan med säkerhet sägas att uppmätta pH-värden är rättvisande. Båda pH-metrarna har automatisk temperatur-korrigering inbyggd. Konduktivitet Vattendragets konduktivitet har mätts i fält vid varje provtagningsstation med en konduktivitetsmätare av märket WTW LF 91. Skillnader i konduktivitet kompenseras auto-matiskt av instrumentet inom temperatursintervallen 0 - +50°C, till +25°C, vilket är den ideala temperaturen för mätning av konduktivitet då denna ändras efter vattnets temperatur. Instru-mentets mätfel varierar mellan 0,5-1,5 % av det uppmätta värdet.

12


5 RESULTAT I resultatkapitlet redovisas insamlad data. Inledningsvis redovisas för pH och konduktivitet då dessa vanligtvis ger en första indikation på ett vattendrags beskaffenhet samt förståelse för de andra ämnenas variationer. Därefter redovisas nitrat och fosfor vilkas variation kan antyda påverkan från markanvändning. Efter det redogörs för baskatjonerna natrium, kalcium, magnesium och kalium vars inbördes ordning är beroende av dess ursprung och avslutnings-vis klargörs för samvariationen mellan de olika variablerna pH pH-värdet i Ätran håller sig inom intervallet 7,3 till 8,5, alltså genomgående en bra bit över neutralvärdet 7,0. Detta med undantag för provpunkt 1 och 2, tagna i Komosse, vilka hade pH 6 respektive 4,3. Det neutrala pH-värdet kan bero på att Ätran flyter igenom kalkrika områden vilket neutraliserar pH-värdet samt att andelen lerpartiklar i vattnet från jordbruket ger en stor förmåga att motverka en pH-sänkning. Förklaringen till värdena i Komosse är att mossar i de flesta fall har ett lågt pH-värde beroende på växtsyror och brist på baskatjoner. Längs hela vattendraget är pH-värdet fluktuerande med undantag av sträckan mellan punkt 28 och 40, vilken visar en mer ihållande tendens. Dessa variationer har till viss del sin förklaring i vilken typ av markanvändning som vattendraget passerar. Observera den relativt kraftiga nedgången av pH-värdet vid punkt 55, som undantaget punkt 1 och 2, är det lägst uppmätta (7,1). Det är taget i ett biflöde och indikerar att biflöden har lägre pH än huvudfåran. Av resultatet framgår, om än ytterst marginellt, en minskning av pH-värdet nedströms vattendraget.

4,0

4,5

5,0

5,5

6,0

6,5

7,0

7,5

8,0

8,5

9,0

0 25 50 75 100 125 150 175 200 225 250

m ätsträckan i km

pH-v

ärde

5 1015 20

30 35 40

45

5025

55

60

Figur 9. Variationer av pH längs med vattendraget. Figure 9. The pH variations along the river

13


Konduktivitet Konduktiviteten i Ätran varierar från 2,9-38,3 mS/m med ett medelvärde på 20,3 mS/m. I resultatet är provpunkterna 58, 59 samt 60 inte medtagna. Då dessa togs nära havet och visade mycket höga värden, beroende på att de var påverkade av bakåtströmmande havsvatten, är de ej relevanta för undersökningen. Konduktiviteten längs vattendraget uppvisar stora fluktua-tioner dock med stabilitet däremellan. Märkligt nog uppvisas, i motsats till rådande teori, en tydlig nedgång av konduktiviteten nedströms vattendraget. Att lägga märke till är att de stör-sta variationerna och även de högsta värdena finns mellan punkt 1 och 36 genom tre båg-liknande toppar. Det högsta konduktivitetsvärdet, 38,3 mS/m, noterades vid punkt 19. Vid punkt 5, 14, 15, 19 samt 31 är kommunala avloppsreningsverk lokaliserade vilket skulle kunna vara en förklaring till de förhöjda värdena där. Ytterligare förklaring kan vara omkring-liggande betes- och jordbruksmark. Den kraftiga nedgången av konduktiviteten vid punkt 8 till 10 samt 21 till 22 är en följd av att vattendraget rinner genom sjöar och därmed spädes ut. Nedströms mätpunkt 36 får konduktiviteten ett genomgående lägre och mer linjärt värde och det sker inga större förändringar förrän vid biflödet punkt 55. Förklaring till det kan vara att en minskad andel betes- och jordbruksmark i direkt anknytning till vattendraget samt ökad vattenföring.

0

5

10

15

20

25

30

35

40

45

0 25 50 75 100 125 150 175 200 225 250

m ätsträckan i km

mS

/m

5

10

15

20

25 30

35

40 45 50

55

Figur 10. Konduktivitetsvariationer längs med vattendraget Figure 10.The variation of electric conductivity along the river

14


Nitrat Nitrathalterna varierar mellan 0 och 48 mg/l vilket ger ett medelvärde på 5,5 mg/l. De största variationerna samt de högsta nitrathalterna uppvisas mellan punkt 1 och 20. Halter över-stigande 5 mg/l indikerar mänsklig påverkan (Bydén 2003), förmodligen här i form av på-verkan från jordbruksmark, kommunala avloppsreningsverk eller enskilda avlopp. Därefter blir halterna lägre och får ett mer linjärt värde. Den höga nitrathalten vid punkt 2, som är taget i Komosse, beror på att våtmarker kan ta hand om nitrat och lagra det vilket också visar sig genom låg halt vid mätpunkt 3. De högsta nitrathalterna uppmättes vid punkt 4 och 18 vilka kan vara orsakade av utsläpp från enskilt avlopp. Av resultatet framgår en tydlig nedgång och mindre variation av nitrathalterna nedströms vattendraget. Då jordartens kornstorlek till stor del styr utlakningens omfattning kan en förklaring till det vara att utlakningen blir mindre ju mer lera jordarten innehåller. Ytterligare förklaring kan vara den ökade vattenföringen ned-ströms.

0

10

20

30

40

50

60

0 25 50 75 100 125 150 175 200 225 250

m ätsträckan i km

mg/

l

510

15

20

25

3035

4045

50

55

60

Figur 11. Variationer av nitrat längs med vattendraget Figure 11. The variations of nitrate along the river

15


Fosfor Halten fosfor varierar längs vattendraget mellan 0,0014 och 0,0031 mg/l. Att halterna genom-gående är extremt låga kan dels antas bero på att tillgången på fosfor naturligt är mycket måttlig, dels på att fosfor är säsongsrelaterat. Dock uppvisas kontinuerlig fluktuation vilket tyder på att det sker viss tillförsel av fosfor till vattendraget. Man kan urskilja en viss skillnad då vattendraget rinner genom skogsområde och sjöar i förhållande till då det passerar jordbruksområden. De högsta fosforhalterna uppmättes vid mätpunkt 55 som togs i ett biflöde och därför antas avvattna ren jordbruksmark, samt punkt 53 som berörs av kommunalt avloppsreningsverk. Dock finns kommunala avloppsreningsverk på flera ställen längs Ätran vilket inte har påvisats genom förhöjda fosforhalter. Resultatet visar även på andra toppar men då halterna är så pass låga är det svårt att härleda dessa.

0,0000

0,0005

0,0010

0,0015

0,0020

0,0025

0,0030

0,0035

0,0040

0 25 50 75 100 125 150 175 200 225 250

m äts träckan i km

mg/

l 5

10

15

2025 30

3540

45 50

55

60

X

Figur 12. Variationer av fosfor längs vattendraget Figure 12. The variations of phosphorus along the river

16


Baskatjoner Resultaten av baskatjonerna visar mer eller mindre en samvariation ämnena emellan. Tydligt är de två regimtyper man kan urskilja mellan övre och nedre delen i avrinningsområdet framförallt vad gäller natrium, kalcium och magnesium. De två regimtyperna kan förklaras bero på skillnad i ursprung i fråga om berggrund och jordart. Även mänsklig aktivitet samt spridning av kalk i området kan vara påverkande faktorer. Gemensamt för baskatjonerna är att det sker en tydlig minskning av halterna vid punkt 44 och 58. Denna minskning kan bero på att vattenproven tagits nära strandkanten vars vatten kan uppvisa en differens, men det kan även vara en följd av skillnader i vegetationstäcket jämfört med omgivningen. Halten natrium varierar mellan 0,011-0,087 mg/l med en tydlig ökning nedströms. I resultatet finns inte värdena för mätpunkterna 59 samt 60 med då dessa inte registrerades i ICP-MS analysen. Depositionen av natrium är beroende av avståndet till havet och förekomsten av saltförande vindar vilket kan förklara att halterna ökar ju närmare havet vi kommer. Vad gäller de variationer som uppvisas, främst i nedre delen av undersökningsområdet, kan dessa dels bero på variationer i flödet då natriumjonen har låg bindningsstyrka, dels kan det vara beroende av vegetationen kring vattendraget då denna effektivt fångar upp luftburna partiklar.

0,00

0,01

0,02

0,03

0,04

0,05

0,06

0,07

0,08

0,09

0,10

0 25 50 75 100 125 150 175 200 225 250

m ätsträckan i km

mg/

l

5

1015

20

25

30

35

40

4550

55N atrium

Figur 13. Variationer av natrium längs vattendraget Figure 13. The variations of sodium along the river

17


Halten kalcium varierar mellan 0,023-76 mg/l och uppvisar en nedåtgående trend. Orsaken till de jämförelsevis högre värdena i den övre delen av undersökningsområdet beror på de kalk-rika och mer lättvittrade jord- och bergarter. Vid punkt 20 sker en påtaglig ökning av kalcium-halten vilket kan antas vara ett resultat av att omfattande kalkning främst sker i denna del av avrinningsområdet.

0

10

20

30

40

50

60

70

80

0 25 50 75 100 125 150 175 200 225 250

m ätsträckan i km

mg/

l

5

10

15

20

25 30 35

40

45

50

55

60

K alc ium

Figur 14. Variationer av kalcium längs vattendraget Figure 14. The variations of calcium along the river Halten av magnesium varierar mellan 0,16-79 mg/l. För att tydliggöra variationer i dia-grammet redovisas inte resultatet för mätpunkterna 59 (14 mg/l) samt 60 (79 mg/l). Till viss del är magnesium, liksom natrium, av marint ursprung. Dock visas inte ett tydligt mönster på detta då halterna inte ökar ju närmare havet man kommer. Anmärkningsvärt är punkt 55 som uppvisar extremt hög halt. Detta är troligtvis en effekt av gödsel i vilket magnesium ingår som en komponent.

0,0

0,5

1,0

1,5

2,0

2,5

0 25 50 75 100 125 150 175 200 225 250

m ätsträckan i km

mg/

l

5

10

1520

25

3035 40

4550

55

M agnesium

Figur 15. Variationer av magnesium längs vattendraget Figure 15. The variations of magnesium along the river

18


Halten av kalium varierar mellan 0,10-0,98 mg/l. För att tydliggöra variationer i diagrammet redovisas inte resultatet för mätpunkt 60 (0,98 mg/l). Kalium visar ingen trend, dock finns anmärkningsvärda toppar vid punkt 18 samt 37 vilket kan vara ett resultat av handelsgödsel, i vilket kalium ingår som en komponent, eller utsläpp av urin och stallgödsel från jordbruk.

0,00

0,02

0,04

0,06

0,08

0,10

0,12

0,14

0,16

0,18

0,20

0 25 50 75 100 125 150 175 200 225 250

m ätsträckan i km

mg/

l

5 1015 20

25 30

3540

4550

55

K alium

Figur 16. Variationer av kalium Figure 16.The variations of potassium along the river Samvariation mellan de olika variablerna Samvariationen mellan nitrat och fosfor visar på flera avvikelser. Där man skulle kunna för-vänta sig samvariation, det vill säga vid platser där de kommunala reningsverken och annan markanvändning är lokaliserad, saknas detta i de flesta fall. Detta behöver dock inte betyda att markanvändning saknar betydelse då nitrat och fosfor har olika bindningsstyrka i marken. Även den ringa nederbörden och den låga vattenföringen under perioden kan ha haft en in-verkande effekt på halterna. Vid jämförelse mellan nitrat och pH kan man se att dessa till viss del samvarierar. Det finns flera orsaker till detta men framförallt kan det härledas till jordartens betydelse för nitri-fikation och denitrifikation. Vad gäller fosfor minskar dess löslighet med ökat pH. Dock visar en jämförelse mellan fosfor och pH på alltför många variationer för att detta samband skall kunna konstateras. När det gäller baskatjonerna finns en relativt stor samvariation mellan framförallt natrium, kalcium och magnesium. Kaliumhalterna är relativt konstanta jämfört med kalcium och magnesium, som båda är mer beroende av förekomsten av basiska bergarter. Den tydliga samvariationen mellan kalcium och magnesium kan därför antas bero på att basiska bergarter oftast har högre magnesium- och kalciumhalt i jämförelse med gnejsberggrund samt att magnesium och kalcium har jämförelsevis hög vittringshastighet. Av baskatjonerna är det tydligt hur kalcium samvarierar med konduktiviteten. Utifrån det drogs slutsatsen att kalcium i huvudsak är det som påverkar denna.

19


6 DISKUSSION Den tidpunkten vid vilken provtagningen gjordes har betydelse för resultatet. Låg vattenföring i ett vattendrag och lågt grundvattenstånd i dess tillrinningsområde innebär att vattnet i vatten-draget till största delen består av äldre grundvatten som på grund av längre uppehållstid i marken har en högre koncentration av olika ämnen än ytvatten. Vattenföringen och grund-vattenståndets storlek är således av betydelse för vilken koncentration av olika ämnen som mäts upp i ett vatten. Vid provtagningstillfällena i september/oktober var både vattenföringen och nederbörden under eller mycket under det normala för årstiden, vilket troligtvis medförde att vattnet i vattendraget till största delen utgjordes av gammalt grundvatten. Den låga vatten-föringen innebär därför att olika ämnens fluktuationer måste relateras till denna, men då även andra faktorer såsom geologi, klimat och markanvändning påverkar koncentrationerna i vattendraget kan det vara svårt att veta huruvida provtagningsresultaten ska tolkas som effekter av mänsklig påverkan eller skall ses som ett inslag i den naturliga variationen. Även avrinningsområdets storlek kan ha betydelse för hur mycket ett vattendrag påverkas av olika typer av markanvändning. I ett stort avrinningsområde är möjligheten större än i ett litet att utjämna fluktuationer i vattenflödet, dessutom har stora avrinningsområden ofta större andel sjö vilket också utjämnar. Likaså höjd över havet kan i sig vara en påverkande faktor då de delar av avrinningsområdet som ligger relativt högt naturligt eroderas hårdare än det mer låg-länta slättlandskapet. Våra resultat visar också på betydelsen av om en undersökning görs i ett mindre vattendrag eller i ett större. Ätrans många biflöden medför att vattenföringen ökar nedströms vilket i sin tur resulterar i en snabb utjämning av förhöjda halter. Detta mönster samt vattenföringens betydelse har i tidigare forskning inte uppmärksammats. Gemensamt för de tre C-uppsatser som tidigare gjorts, Hellström (1998), Larsson (1997) och Lillvik (1999), är att de liksom Grip & Rodhes (1994) undersökningar har genomförts på en kortare sträcka i mindre vattendrag vilket har inneburit att detta utjämningsmönster inte tydligt har framträtt och därmed har dessa studier visat på helt andra resultat än de vi kommit fram till. pH Resultatet från undersökningen visar att Ätrans pH-värden genomgående är höga och synner-ligen stabila. Vad gäller de låga pH-värdena vid första och andra mätpunkten, 6,0 respektive 4,3, är förklaringen till dem att de är tagna i Komosse. Mossar har i de flesta fall ett lågt pH-värde beroende på växtsyror och brist på baskatjoner. De i övrigt höga pH-värdena indikerar att vattendraget inte är försurat. Denna slutsats är dock inte självklar, den låga vattenföringen under provtagningen har betydelse i det avseendet att försurningssituationen kan underskattas om den enbart bedöms utifrån uppmätta pH-värden. Eftersom jordbruk släpper ut en mängd syreförbrukande ämnen som bidrar till att höja pH-värdet kan man vänta sig att pH skall vara högre då vattendraget rinner genom jordbruksmark. Även vegetationen spelar in såtillvida att man kan förvänta sig lägre pH-värde i skogs-områden eftersom växtligheten vid näringsupptaget avger vätejoner. Då pH-värdena är så pass höga och stabila längs hela vattendraget är det utifrån våra resultat svårt att se någon större skillnad på pH-värdena i förhållande till specifik markanvändning. En anledning kan vara att en förhållandevis liten del av avrinningsområdet är ren jordbruksmark, vilket kan innebära att jordbruksområden inte hinner visa på några större variationer. Dock kan man vid jämförelse med pH-värdena från de fåtal platser där vattendraget rinner genom områden med ren skogs-mark och pH-värdena från när vattendraget rinner genom ren jordbruksmark, se att pH-värdet

20


sjunker något i skogsmark i förhållande till odlingsmark, där pH-värdet istället ökar. Dock är de pH-värden som uppmätts i skogsmark påfallande höga. Enligt Falkenmark (1979) och Lundmark (1986) har biflöden längs vattendragets väg ofta hög halt av organiska ämnen och därmed lägre pH. Att lägre pH (7,1) uppmättes i ett av biflödena, punkt 55, kan därmed indikera att biflöden har högre halt organiska ämnen än själva huvudfåran. Ytterligare förklaring kan vara en otillräcklig kalkning av biflödena. Detta förmodas gälla framförallt i undersökningsområdet nedre del. I den övre delen av avrinningsområdet kan däremot antas att gynnsamma geologiska förhållanden ger en naturligt god buffertkapacitet. Om man ser på resultaten är det generellt så att pH-värdet i vattendraget nedströms, om än marginellt, sjunker efter biflödena men relativt snabbt återhämtar sig. Detta bör sannolikt betyda att den förhållandevis ringa vattenmängd som tillförs från de biflöden, vilka inte avvattnar kalkrika områden, tämligen snabbt neutraliseras i vattendraget och därför på kort sikt inte har någon större påverkan. Enligt Grip & Rodhe (1994) leder låg vattenföring och lågt grundvattenstånd till högre pH-värde. Att vattenföringen och nederbörden var lägre än normalt under undersökningsperioden innebar troligtvis att vattnet i vattendraget till största delen utgjordes av gammalt grundvatten med högt pH. Det skulle kunna vara en anledning till att pH-värdena är såpass höga och sta-bila längs hela vattendraget. Även jordarten är av betydelse för vilket pH som tillrinnande vatten får. Grus-, sand och moränjordar har liten förmåga att positivt påverka pH medan ler- och kalkrika jordar medför att pH-värdet i vattnet förbättras. Således kan en bidragande faktor till de höga pH-värdena i Ätrans huvudfåra vara att den i norra delen av avrinningsområdet flyter genom kalkrika områden samt att södra delen av avrinningsområdet består av lerigare och mer finkorniga jordar som har hög buffertkapacitet. Den goda buffertkapaciteten är dock inte enbart naturlig utan beror också på omfattande kalkning, framförallt av biflödena i den nedre delen av avrinningsområdet. I de undersökningar Grip & Rodhe (1994) gjort visas att pH-värdet ökar nedströms vatten-draget beroende på att vattnet nedströms innehåller större mängd grundvatten. Resultatet i denna uppsats visar istället att pH-värdet, om än ytterst marginellt, avtar längs vattendraget nedströms. En förklaring till det kan vara att Grip & Rodhes studier, till skillnad från denna, utförts på en mindre sträcka i små vattendrag som rinner genom rena moränjordar vilka gene-rellt har lägre pH-värde. Ytterligare förklaring kan vara att då vattenföringen ökar nedströms Ätran medför det att andelen ytligt grundvatten med lägre pH gör detsamma. Konduktivitet Normalt mönster för konduktiviteten är enligt Grip & Rodhe (1994) att denna vid låg vattenföring ökar längs ett vattendrag och fortsätter öka tills vattendraget når havet. Ätran däremot uppvisar en tydligt nedåtgående trend nedströms vattendraget. Dessutom återfinns de högsta konduktivitetsvärdena uppströms genom tre bågliknande toppar (1-31), där värdet även stiger över det normala för svenska vattendrag. Eftersom vattendraget inte uppvisar det enligt Grip & Rodhe normala mönstret och då olika typer av markanvändning påverkar konduktiviteten kan förmodas att markanvändningen har stor betydelse. Att så är fallet blir tydligt då punktvis variation av konduktiviteten sker. Konduktiviteten kan bland annat påverkas av läckage av närsalter från jordbruk, reningsverk och enskilda avlopp. Av markanvändningskartan framgår att de förhöjda värdena kan vara beroende av jordbruk då dessa förekommer i direkt anslutning till vattendraget. Vad gäller mätpunkt 5 kan det förhöjda värdet där sannolikt direkt kopplas till jordbruk. Platsen där provet togs låg intill odlad mark som sluttade ner mot vattendraget. Dessutom var marken på båda sidor om vattendraget

21


kraftigt eroderad. Ytterligare förklaring kan vara de kommunala reningsverk som är lokaliserade vid punkt 5, 14, 15, 19 samt 31, vilket också är inom området där de största variationerna samt de högsta värdena uppmätts. Vid punkt 21 och 30 är Ulricehamn respektive Svenljunga lokaliserat och därmed troligtvis en stor del industri, vilket även det kan vara av betydelse. Även lokala störningar i form av utsläpp av vatten med hög konduktivitet, till exempel dagvatten, kan här vara av betydelse. Utifrån resultaten kan uppmätt konduktivitet även vara geologiskt betingad. Eftersom jord-arna i den norra delen av undersökningsområdet är kalkhaltiga får vattendraget hög kondukt-ivitet på grund av god tillförsel av kalciumsalter från omgivande marker (Falkenmark 1979). Det stämmer väl överens med resultaten då de högsta värdena uppmättes i undersöknings-områdets norra delar. Dock sker, som tidigare nämnts, en stor och bågliknande ökning av konduktiviteten uppströms att det till största delen måste vara ett resultat av markanvändning. Emellertid kan de kalkrika jordarna i övre delen av avrinningsområdet vara ytterligare för-klaring till att konduktiviteten i motsats till rådande teori avtar nedströms. Efter de bågliknande topparna, nedströms mätpunkt 36 fram till utloppet, sker med undantag av punkt 55 som är taget i ett biflöde inga större förändringar av konduktiviteten. Halterna är genomgående lägre och mer linjära. Enligt markanvändningskartan är det jämförelsevis mindre andel betes- och jordbruksmark lokaliserat från punkt 36-49 vilket kan vara en för-klaring. Ännu en orsak kan vara att utströmningen av grundvatten är liten i området. En an-ledning till den begränsade utströmningen är möjligtvis att vattendraget rinner genom område med relativt tunt jordtäcke vilket medför att den nederbörd som faller, snabbt tillförs vatten-draget och att mycket lite vatten lagras som grundvatten. Även resonemanget som tidigare fördes angående pH-värdet kan gälla konduktiviteten. Att då vattenföringen ökar nedströms Ätran medför det att andelen ytligt grundvatten ökar, vilket leder till att konduktiviteten minskar. Emellertid kan man förvänta sig att konduktiviteten ökar när vattendraget omges av marin lera, det vill säga i området under HK, vilket inte mot-svarar våra resultat då konduktiviteten jämförelsevis är lägre där. Detta är något som för-bryllar och är svårt att finna orsak till. En orsak kan vara att konduktiviteten styrs av kalcium-salter vilka avtar nedströms. Om man ser på punkt 55 visar den jämförelsevis både lågt pH och även låg konduktivitet, vilket förstärker resonemanget att biflöden tillför vattendraget surare och mindre näringsrikt vatten, troligtvis som tidigare nämnts, beroende på att dessa till stor del avvattnar ren jordbruksmark. Att konduktiviteten mellan mätpunkt 1 och 36 uppvisar bågliknande mönster innebär också att något sker däremellan. Tydligt är att en minskning av konduktiviteten inträffar då vatten-draget rinner genom skogsmark. Förklaringen till det är att efterfrågan på näring är stor i skogsområden, vilket medför att läckaget minskar. Man kan också, vid punkterna 8-10 samt 21-22, se att sjöar påverkar konduktiviteten såtillvida att den minskar efter att vattendraget har passerat dessa. Nitrat Av resultatet framgår att de högsta halterna och även de största variationerna av nitrat upp-visas i övre halvan av undersökningsområdet där de även överlag överstiger 5 mg/l vilket en-ligt Bydén (2003) indikerar påverkan av mänsklig aktivitet. Därefter får nitrathalterna ett lägre och mer linjärt värde. Förklaring till hög nitrathalt vid punkt 2, som är taget i Komosse, är att mossar effektivt binder nitrat. Även det relativt låga värdet vid mätpunkt 3 kan sannolikt ses som ett resultat av det. Den högsta nitrathalten uppmättes vid punkt 4, vilket var i ett mindre

22


skogsområde med ett litet torp som låg strax intill vattendraget. Eftersom nitrathalterna nor-malt är låga i skogsmark, framförallt under växtsäsong, och halten dessutom var så extremt hög, 48 mg/l, är en rimlig orsak utsläpp från ett enskilt avlopp i form av exempelvis en läck-ande septiktank. Detta torde även kunna vara orsak till det höga mätvärdet vid punkt 18. Enligt markanvändningskartan förekommer de mest sammanhängande jordbruksarealerna i Ätrans nedre dalgång samt i dalgången norr om Ulricehamn. Om man ser på resultaten är det norr om Ulricehamn de högsta nitrathalterna uppmätts vilket talar för näringsämnestransport från jordbruksmark. Även utsläpp från de kommunala avloppsreningsverken kan vara en be-tydande faktor. Eftersom samma fenomen inte uppvisas i Ätrans nedre dalgång måste för-klaring sökas till detta. Som tidigare nämnts är jordarten en av de faktorer som påverkar vattenkvaliteten i ett område. Dock har vi i denna studie inte undersökt jordartens samman-sättning i fält de olika delarna av avrinningsområdet, men det kan antas att den skiljer sig åt. Då nitratjonen är lättrörlig i marken och följer med markvätskan i dess flöde innebär det att lättgenomsläppliga jordar som sand och mo har svårt att hålla kvar nitrat i markprofilen. Där-emot har lerjordar en större specifik yta för näringsämnen att bindas till och därmed inte är lika känsliga för läckage av nitrat. Utifrån våra resultat kan en orsak till de lägre värdena i nedre halvan av avrinningsområdet vara att jorden där är lerigare. Detta då denitrifikationen kan vara betydande i leriga jordarter och ibland omvandla all nitrat till kvävgas. I sandiga jordar däremot verkar denitrifikationen ske i mindre omfattning vilket beror på att denitri-fikation kräver syrefattiga förhållanden vilket är vanligare i leriga jordar än i sand (Lundmark 1986). Av resultatet framgår en tydlig nedgång av nitrathalterna nedströms vattendraget, vilket kan förmodas bero på att markanvändning därmed får mindre betydelse i lerjord än i sandjord. Att lerig jord motverkar urlakning av nitrat stämmer väl överens med de resultat som Hellström (1998) kom fram till i sin studie. Även Larsson (1997) anger orsaken till lägre halter nedströms som ett resultat av att den naturliga påverkan slår igenom. Nitrifikationen är pH-beroende vilket innebär att denna gynnas av höga pH-värden. Resul-taten visar, dock med en del undantag, en överensstämmelse mellan pH och nitrat såtillvida att ökat pH-värde innebär ökade nitrathalter. Våra höga nitrathalter bör därför till viss del kunna ses som ett resultat av nitrifikation. Ytterligare förklaring till de högre nitrathalterna i övre delen av avrinningsområdet är naturligt kalkrika marker vilka har högre kapacitet för nitratbildning i jämförelse med sura marker. Även då man kalkar stimulerar man nitrat-bildningen i marken, vilket kan föra med sig ökade halter nitrat till grundvattnet. De specifika orsakerna till de uppmätta resultaten är svårt att fastställa. Dock torde jordarten vara det som påverkar eftersom de högsta värdena uppmätts i den övre regionen där jorden är kalkrikare och sandigare. Om man ser från punkt 20 ner till mynningen är halterna överlag under gränsen för mänsklig påverkan. Detta kan dels bero på dels bero på ökad vattenföring, dels på att lerhalten i jorden ökar och att markanvändningens påverkan på vattendraget där-med blir mindre. Fosfor De uppmätta fosforhalterna är extremt låga längs hela vattendraget och visar kontinuerlig fluktuation. Enligt Grip & Rodhe (1994) är halten fosfor vanligen högre uppströms än ned-ströms vilket inte stämmer överens med vårt resultat. Tvärtom visar halterna av fosfor en svag ökning nedströms. Detta kan förklaras med att fosfors löslighet minskar med ökat pH. Vid jämförelse mellan pH och fosfor är det svårt att specifikt påvisa ett samband, då även av-vikande variationer finns. Dock kan man vid punkt 55 tydligt se detta samband. Ytterligare

23


förklaring till att halterna ökar nedströms kan vara att erosionsförlusterna är större i lerjord än i sandjord. Med undantag av punkt 10 är trenden den att de lägsta halterna uppvisas då vattendraget rinner genom skogsområde. Det är också så att de högsta värdena uppvisas vid provpunkter där påverkan kan vara beroende av bete, odlad mark och reningsverk. Utifrån resultaten kan man även se att det är en viss skillnad mellan bete och odlad mark i det avseendet att högre halter generellt uppmätts i områden med odlad mark jämfört med betesmark. Vid punkt 53, som är taget i ett mindre samhälle, uppmättes högsta halten fosfor (0,0031 mg/l) vilken halt-mässigt avviker från de övriga proven. Det är svårt att peka på en enskild förklaring men det kan tyda på inverkan av det kommunala avloppsreningsverket som är lokaliserat där. Å andra sidan finns kommunala avloppsreningsverk på flera ställen längs Ätran vilket inte har påvisats genom förhöjda fosforhalter. Den fosfor som finns i ett vattendrag härrör till största delen från mineralvittring. På grund av sin positiva laddning är fosfor hårt bundet i marken vilket innebär att ytavrinning i samband med snösmältnings- och nederbördsperioder spelar roll för fosforförlusterna (Falkenmark 1979). Det får följaktligen en säsongsvariation till följd av flödets variationer. Utifrån det kan de lågt uppmätta fosforhalterna även förklaras av den ringa nederbörd som fallit innan och under undersökningsperioden vilket inneburit att det inte varit någon större ytavrinning. Genomgående är dock fosforhalterna alltför låga för att kunna konstatera explicita samband. Baskatjoner Baskatjonerna natrium, kalcium, magnesium och kalium frigörs naturligt från berggrunden genom kemisk vittring, men kan också ha atmosfäriskt-, havs- eller antropogent ursprung (Falkenmark 1979, Grip & Rodhe 1994). Tillförseln av baskatjoner genom vittring av mineral styrs främst av markens geokemiska mineralsammansättning. Vittringshastigheten är således den avgörande faktorn för hur stor mängden blir. Undersökningsområdet som är föremål för denna studie domineras av sur gnejsberggrund som är vittringsresistent och där magnesium har högst vittringshastighet följt av kalcium och kalium. Resultaten visar att natriumhalterna ökar mot kusten, tydligast från mätpunkt 31. Då depo-sition av natrium är beroende av avståndet till havet och förekomsten av saltförande vindar innebär det att halterna är högst vid kusten, vilket överensstämmer med vårt resultat. Det är också så att de glaciala lerorna under HK har sedimenterat i havsvatten och därmed innehåller halter av natrium. Således kan de variationer av natrium som uppmätts vara ett resultat av det låga vattenflödet vid undersökningsperioden, då natriumjoner jämförelsevis har en mycket låg bindningsstyrka. Som ovan nämnts är förekomsten av kalcium högst i den övre delen av avrinningsområdet för att därefter avta nedströms vilket beror på att kalciumsalter förekommer i högre halter i den mer välbuffrade nordliga delen av avrinningsområdet. Detta torde även vara ett resultat av omfattande kalkning i avrinningsområdet. Vidare syns det ett tydligt samband mellan varia-tionen i konduktivitet och kalcium vilket kan antas bero på att kalciumjoner i huvudsak är det som styr konduktiviteten. Detta dels utifrån att kalciumjonen förekommer i högst halter, men också utifrån att övriga joner inte lika tydligt överensstämmer med konduktiviteten. Tydligast framgår det vid mätpunkt 55 då samtliga joner förutom kalcium i mycket stort avviker. I resultatet framgår att variationerna av magnesium överensstämmer med variationerna av kalcium. Detta är en följd av att magnesium liksom kalcium är beroende av förekomsten av

24


basiska bergarter. Då magnesium liksom natrium till viss del härrör från havssalt kan man förvänta sig högre halter vid kusten jämfört med inlandet. Detta är dock inget som framgår av våra resultat då magnesium i princip har likvärda halter genom hela systemet. Vad gäller kalium visar resultaten genomgående jämna, om än något fluktuerande halter. Detta återspeglar att området domineras av sur gnejsberggrund som är vittringsobenägen samt att andelen kalium i havssalt är relativt låg vilket, tillsammans med ett lågt bidrag från andra källor, resulterar i en lägre deposition av jonen. Vid punkt 18 och 37 är halterna av kalium förhållandevis höga. Då övriga joner inte visar samma tendens är det svårt att finna någon specifik förklaring till detta. Troligtvis bör det bero på ett punktutsläpp i form av exempelvis handelsgödsel där kalium ingår som en komponent. Ytterligare förklaring kan vara utsläpp av urin och stallgödsel från jordbruk. Utifrån våra resultat kan antas att de variationer som uppmätts till stor del är geologiskt be-tingade. Detta då kalcium dominerar i den övre delen av avrinningsområdet medan natrium dominerar i det kalkfattiga området nära havet. Det är svårt att se avvikelser som är orsakade av mänsklig aktivitet. Man kan heller inte bortse från att även atmosfärisk deposition står för en del av den totala mängden baskatjoner som uppmätts. Varefter undersökningen pågått har vi insett att vissa ämnen, framför allt tungmetallerna, er-håller en undanskymd ställning i vårt arbete. Vi menar att om det skall vara möjligt att ge en orsaksbild till förekomsten av till exempel bly, arsenik, vanadin, zink i Ätran krävs en detalj-erad studie över industrier, nuvarande och tidigare markanvändning etc. En sådan fördjupning är i nuläget inte möjligt att genomföra, dock skulle det vara mycket intressant då det skulle ge en helhetsbild av vattenkvaliteten i Ätran.

25


7 SLUTSATSER Under den aktuella mätperioden visar pH på genomgående höga och stabila värden längs hela vattendraget. Trolig förklaring till det är den låga vattenföringen, lågt grundvattenstånd, före-komst av kalkhaltiga jordar samt den omfattande kalkningen av området. Utifrån resultaten har specifikt påverkan från markanvändning inte kunnat konstateras. Variationerna av konduktiviteten visar en tydlig nedgång nedströms. Punktvis uppvisas stora variationer och höga värden, främst i övre delen av avrinningsområdet, vilket antas bero på påverkan från markanvändning i området. Utifrån variationerna kan de uppmätta resultaten även vara geologiskt betingade. Vad gäller nitrat visas högst halter och variationer i övre delen av avrinningsområdet, för att därefter få ett mer linjärt mönster. I den övre delen förmodas variationerna vara beroende av markanvändning men också av kalkrikare jordar. Avtagande halter nedströms förmodas bero på minskad utlakning i lerjord samt ökad vattenföring. Utifrån det antas markanvändning få mindre betydelse i lerjord än i sandjord. Variationerna av fosfor visar på extremt låga halter längs hela vattendraget. De låga fosfor-halterna tros bero på att fosfors löslighet minskar med ökat pH, dock har detta samband inte direkt kunnat påvisas. En viss avvikelse i form av minskade halter kan ses då vattendraget rinner genom skogsmark, vilket tyder på att markanvändning är av betydelse. Generellt upp-mättes även högre fosforhalter då vattendraget passerade odlad mark i jämförelse med betes-mark. När det gäller variationen av baskatjonerna är det är utifrån resultaten svårt att härleda av-vikelser orsakade av mänsklig aktivitet. Emellertid uppvisas en tydlig skillnad mellan den övre och den nedre delen av avrinningsområdet, framförallt vad gäller natrium, kalcium och magnesium. En förklaring till dessa skiljaktigheter antas vara skillnad i ursprung beträffande berggrund och jordart. Detta då natriumhalterna ökar mot kusten och halterna av kalcium är högst i den övre delen av avrinningsområdet. När det gäller magnesium är halterna högst i den övre delen av avrinningsområdet, vilket visar på att magnesium är beroende av förekomsten av basiska bergarter. Kaliumhalterna däremot visar på relativt konstanta variationer vilket återspeglar obetydligt bidrag från andra källor samt att området domineras av sur gnejs-berggrund. Slutsatsen som kan dras utifrån denna undersökning är att markanvändning har betydelse för vattenkvaliteten i Ätran. Dock är det svårt att fastställa hur avgörande den är då även faktorer såsom berggrund, jordart och klimat är av betydelse. Vad som däremot kunnat konstateras är att olika regimer vad gäller jordart och bergrund har betydelse för vilken inverkan olika typer av markanvändning får på vattendraget. I resultatet av denna uppsats har framkommit att flera faktorer inverkar på ett vattendrags ke-miska sammansättning. Då mark, vatten och luft är tre komponenter som är intimt förknipp-ade och många av dagens miljöproblem påverkar desamma är det viktigt att framtida forsk-ning mer fokuserar på sambanden mellan processer i de olika miljökomponenterna för att bättre kunna förutse påverkan.

26


REFERENSER Litteratur Alexandersson H, Karlström C & Larsson- McCann S (1991): Temperaturen och nederbörden i Sverige 1961-1990 Referensnormaler. SMHI Meteorologi Nr 81, 87 s. Alexandersson H, Karlström Eggertsson C & Laurin S (1997): Några huvuddrag i det svenska nederbördsklimatet 1961-1990. SMHI Meteorologi Nr 87, 38 s. Andersson M, Ek J, Ekelund L & Selinus O (1994): Geokemi s. 172-191. I Fredén C, temared (1994): Berg och jord. SNA, 208 s. Bergström S (1993): Sveriges hydrologi – grundläggande hydrologiska förhållanden. SMHI/Svenska Hydrologiska Rådet. Norrköping, 138 s. Bernes C (1991a): Eutrofiering av inlands- och havsvatten s. 94-103. I Bernes C & Grundsten C, temared (1991): Miljön. SNA, 184 s. Bernes C (1991b): Svavel och kväve s. 18-23. I Bernes C, Grundsten C, temared (1991): Miljön. SNA, 184 s. Bernes C (1991c): Försurning av mark och grundvatten s. 40-45. I Bernes C, Grundsten C, temared (1991): Miljön. SNA, 184 s. Bogren J, Gustavsson T & Loman G (1999): Klimatologi och meteorologi. Studentlitteratur. Lund, 275 s. Bydén S, Larsson A-M & Olsson M (2003): Mäta vatten. Undersökningar av sött och salt vatten. Institutionen för miljövård och Oceanografiska institutionen, Göteborgs Univer-sitet/Bokskogen. Göteborg, 136 s. Falkenmark M (1979): Vatten, resurser – användning - problem. Ett försök till hydrologisk helhetssyn. Jordbruksdepartementet, FRP 2.79. Ds Jo 1979:8. Departementens Offsetcentral. Stockholm, 360 s. Falkenmark M (1982): Markanvändning – vattenkvalitet. Stockholm, 49 s. Fleischer S, Andréasson I-M, Holmgren G, Joelsson A, Kindt T, Rydberg L & Stibe L (1989): Markanvändning - vattenkvalitet. En studie i Laholmsbuktens tillrinningsområde. Läns-styrelsen i Hallands län, Meddelande 1989:10, 2: a uppl. Halmstad, 236 s. Grip H & Rodhe A (1994): Vattnets väg från regn till bäck. 3: e reviderade upplagan, Hall-gren & Fallgren Studieförlag AB. Uppsala, 155 s. Hellström S (1998): Markanvändningens betydelse för vattenkvaliteten i Kollerödsbäcken – en geografisk studie. Department of Physical Geography. Göteborg, B 152.

27


Hilldén A (1990): Beskrivning till jordartskartan Ulricehamn SV. SGU Ser. Ae nr 83. Uppsala, 72 s. Larsson M (1997): Vattenkvalitet – omgivningens påverkan längs Kilstabäcken. Department of Physical Geography. Göteborg, B 50. Lillvik Å (1999): Samband mellan omgivning och vattenkvalitet – en studie av några bäckar på Söderåsen. Department of Physical Geography. Göteborg, B 181. Lundmark J-E (1986): Skogsmarkens ekologi – ståndortsanpassat skogsbruk, del 1 – Grunder. Skogsstyrelsen. Jönköping, 158 s. Naturvårdsverket rapp 4137 (1993): Markanvändning och miljön. Naturvårdsverket. 158 s. Internetadresser www.jordbruksverket.se2003-10-13 www.scb.se/statistik/MI/MI0206/2000A01/MI0206_2000A01_SM_MI11SM0301.pdf 2003-10-21a www.scb.sesökord: befolkning, 2003-10-21b www.smhi.seSökord: väder och vatten, 2003-10-21 Kartor Lantmäteriets översiktskarta (2003): 17 Göteborg. SGU (1958): Karta över Sveriges berggrund i tre blad. Ser. Ba Nr 16. SGU (1986): Jordartskartan 7D Ulricehamn SV. Ser. Ae nr 83. SGU (1987): Jordartskartan 5B Varberg SO/5C Ullared SV. Ser. Ae nr 86. Muntliga källor Eva Edquist, SMHI, 2003-11-07 Kenneth Wernersson, Falkenberg Energi AB Elnät, 2004-01-12

28

http://www.jordbruksverket.se/

http://www.scb.seb/

http://www.smhi.se/

VARIATIONER I VATTNETS SAMMANSÄTTNING LÄNGS ÄTRANS … · 2012-02-07 · The highest variations...

Documents

Transcript of VARIATIONER I VATTNETS SAMMANSÄTTNING LÄNGS ÄTRANS … · 2012-02-07 · The highest variations...