Korttidsregleringsmönster i
Ångermanälvens
avrinningsområde
Har elmarknadens avreglering påverkat
regleringsintensiteten?
Jani Ahonen
Student
Examensarbete i biologi 15hp Avseende kandidatexamen Rapporten godkänd: 12 april 2013
Patterns in short-term regulation in the Ångerman
River basin
Has the deregulation of the electricity market affected the
regulation intensity?
Jani Ahonen
Abstract
The effects of the deregulation of the electricity market 1996 in Sweden on short-term
hydropower regulation are unknown. This report investigates patterns in subdaily regulation in the Ångerman River Basin during the period 1993-2011. Differences in subdaily flows and zero flow events between the periods 1993-1995 and 1996-2011 were studied by analyzing hourly data from 8 regulated and 8 unregulated locations with four subdaily flow variation indices. No correlations between the market deregulation and the regulation intensity in the Ångerman River basin were detected. The number of days natural ranges of variability were exceeded and the magnitude of subdaily variation were significantly higher at regulated locations. Zero flow events increased substantially when the periods 1993-2007 and 2008-2011 were compared. Significant correlations were detected in the summer periods between dry years and high magnitudes for the indices that measured variation in volume and low magnitudes for subdaily flow reversals. Zero flow events in the summer periods increased during dry years if the period 2008-2011 were excluded. The major conclusions are that the deregulation of the electricity market has not affected the subdaily regulation of the
Ångerman River and that the regulated sites show highly unnatural subdaily variations. Regulation intensity and zero flows events increases during summertime in dry years and the latter also increased substantially after 2007. The current regulation regime is considered harmful for riverine ecosystems and the high and increasing levels of subdaily flow alteration shows the urgent need of national directives for subdaily hydropower operation.
Key words: Hydro power, Electricity market deregulation, Short-term regulation, Zero flow, Ångerman River
Förord
Världsnaturfonden WWF inrättade under det internationella biologiska
mångfaldsåret 2010 en satsning på innovativ naturvård för att främja såväl
bevarande av biologisk mångfald som minskade ekologiska fotavtryck. Från denna
satsning tilldelades Älvräddarnas Samorganisation medel till och startade projektet
”Vattenkraftens hållbarhet i perspektivet biologisk mångfald” 2012. Detta
examensarbete är en del av projektet. Jag vill tacka Världsnaturfonden som gjort
detta examensarbete möjligt och Älvräddarnas Samorganisation som gett mig
chansen. Vidare vill jag tacka Pär Forén för ovärderlig hjälp med alla till synes
olösliga excelrelaterade hinder som resan bjudit på samt givetvis även mina
tålmodiga handledare Christer Borg och Birgitta Malm Renöfält för deras stora
engagemang i detta arbete samt för att de lyft upp luren i tid och otid.
Innehållsförteckning
1 Inledning och syfte ... 1
2 Material och metoder ... 4
2.1 Undersökningsområdet ... 4
2.2 Dataanalys – timvärdesförändringar ... 6
2.3 Dataanalys – nolltappningar ... 8
2.4 Statistisk analys ... 8
3 Resultat ... 9
3.1 Överträdelse av tröskelvärden. Frekvenser och magnituder före
och efter elmarknadens avreglering. ... 9
3.2 Nolltappningar... 10
3.3 Magnituder och nolltappningar kontra vattenmängder ... 13
4 Diskussion ... 15
5 Slutsatser ... 18
1
1. Inledning och syfte
Mer än hälften av världens stora floder är påverkade av dammar (Nilsson m.fl. 2005). I Sverige är de flesta större vattensystem modifierade för vattenkraftsproduktion och det finns omkring 1800 vattenkraftverk i landet (Jönsson 2011). Vattenkraftens påverkan på
vattenekosystemet består främst av vandringshinder för organismer och transporthinder för organiskt och oorganiskt material samt de onaturliga vattenflöden som reglering medför. Dessutom leder det ofta till stora förändringar i vattendragets morfologi (Nilsson m.fl. 2005, Calles och Greenberg 2009, Papush 2011). Ett vattendrags flöden anses vara den variabel som betyder mest för ekosystemets artsammansättning och funktion (Poff m.fl. 1997). Avvikelser från naturliga flöden kan leda till att floddeltan förlorar sin dynamik, att vattendragets våtmarker dräneras och strandregionernas produktivitet sänks. Det leder också till att livscykler för de organismer som under lång tid utvecklats i samklang med säsongsmässigt förutsägbara vattenföringsförändringar störs. Sammantaget leder detta ofta till att vattendragets ekosystem förändras kraftigt och idag anses sötvattenekosystem vara ett av världen mest hotade (WWF 2010). Graden av ekosystemets förändring beror på till hur stor del vattendragets flöden skiljer sig från naturtillståndet (Poff m.fl. 2010).
Vattenkraftens skadeverkningar är väldokumenterade och behovet av att miljöanpassa vattenkraften har erkänts av såväl forskare som politiker både nationellt och internationellt. Ett flertal olika modeller och metodologier för att möta behovet har framarbetats och till viss del även implementerats. Trots att miljöanpassade flöden identifierats som den enskilt viktigaste miljöåtgärden för regleringsskadade vattensystem så har sådana endast i undantagsfall införts (Renöfält och Nilsson 2005, Richter m.fl. 2006). Enligt äldre svensk lagstiftning skulle ett vattendrags kungsådra, d.v.s. en viss del av strömfåran, inte få överbyggas eller stängas för. Dessa bestämmelser kom oftast till för att säkerställa vattenflödesbehoven för naturvärden eller näringar nedströms vattenkraftverken såsom fiske, transporter, timmerflottning eller kvarndrift. Dock upphörde alla sådana bestämmelser i och med att 1983 års vattenlag (1983:291) infördes.
Utvecklingen av miljöanpassade flöden tog sin början i USA på 1940-talet och från en början var de flesta åtgärderna riktade mot att säkerställa vandrings- och lekmöjligheter för olika fiskar (Tharme 2003 ). Ofta gjordes detta genom att det fastställdes bestämda flödesnivåer i form av minimiflöden och dessa härstammade från en studie genomförd i USA på 1970-talet. Enligt denna s.k. ”Montanamodell” utgör 10 % av årsmedelflödet (MQ) den absolut nedre flödesgränsen för kortvariga perioder (minimiflöde), 30 % av MQ utgör normalflödet samt 60 % av MQ garanterar utmärkta förhållanden för organismerna i vattendraget och för
vattendragets rekreationsvärden (Tennant 1976). Ovanstående modell eller modifierade varianter av densamma har använts i minst 25 olika länder. Denna och liknande metoder kan sammanfattas under benämningen ”hydrologiska modeller” (Tharme 2003). I Storbritannien har minimiflöden i medeltal bestämts till kring 16 % av MQ och liknande nivåer har
förekommit i t.ex. Frankrike och Brasilien (Acreman m.fl. 2009). I Spanien har 10 % av MQ ofta gällt för minimiflöden och i Portugal har nivåerna varit 2,5-5% av MQ. Även
användandet av olika Q-flödesnivåer har varit en vanlig utgångsprincip. Exempelvis har man angett den flödesnivå som minst hållits 95 % av tiden (Q95), 90 % av tiden (Q90) eller Q364 som anger den nivå som överskrids 364 dagar per år (Tharme 2003). Sedan 1990-talet har flera modeller inkluderat olika former av flödesvariationer. Exempelvis har modellen ”Range of Variability” (RVA) och applikationen ”Indicators of Hydrologic Alteration” (IHA) använts i ett flertal studier och återställningsarbeten (Richter m.fl. 1996, Tharme 2003). I IHA
2
används av 32 flödesindex och dessa syftar till att återskapa mer naturliga storlekar,
tidpunkter, frekvenser, varaktigheter och förändringshastigheter hos ett reglerat vattendrags flödeskaraktäristika. För detta behövs dygnsflödesdata för minst 20 års tid (Richter m.fl. 1996). Sedan 1960-talet har man i andra modeller utgått från hur stor andel av
vattendragsfårans tvärsnittsyta (”wetted perimeter”) som behöver vattentäckas för att ett fungerande laxfiske ska kunna upprätthållas (Tharme 2003 ). Detta görs genom att man identifierar hur mycket vatten som krävs för att en godtagbar produktion av t.ex. fiskar eller vatteninsekter ska kunna finnas (Gippel och Stewardson 1998). Det har även skapats
modeller som syftar till att simulera livsmiljöer och den mest använda av dessa är ”Instream Flow Incremental Methodology” (IFIM) och dess komponent ”Physical Habitat Simulation Model” (PHABSIM). IFIM utvärderar effekter av förändrad vattenföringsregim på livsmiljöer för arter eller grupper av arter. Metodologin inkluderar bl.a. en del där förhandlingar med berörda parter förs för att kunna lösa de problem som identifierats. PHABSIM används för att kunna koppla en organisms behov av livsmiljöer till flöden som garanterar sådana (Reiser m.fl. 1989).
De flesta av ovanstående modeller har fått kritik eftersom dessa inte tar hänsyn till hela ekosystemets behov och ekologer har efterfrågat ett mer holistiskt synsätt på hur vattendrag sköts (Petts 1989, Hill m.fl. 1991, Ward och Stanford 1993). Från 1990-talet har sådana blivit alltmer accepterade och har även till viss del implementerats. Dessa utgår från en
tvärvetenskaplig process där en skötselplan för hela vattendraget tas fram med syftet att ekosystemet och flöden ska skötas på uthålligt sätt. En sådan modell är ”Building Block Methodology” (BBM) och i denna modelleras flödesnivåerna upp från en nollnivå med hjälp av tre grundvärden; minimiflödet, hur mycket som krävs till att upprätthålla vattendragets geomorfologi samt de flöden som kvävs för att vattendragets ekosystem ska kunna fungera på en tillfredställande nivå. En annan modell är ”Downstream flow Response to Imposed Flow Transformation” (DRIFT) och utgår från vilken påverkan på ekosystemet och omvärlden ett visst avsteg från naturliga flöden i ett vattendrag kan leda till. Bl.a. socioekonomiska,
biofysiska och energipolitiska aspekter kan vägas in och detta ger beslutsmakarna ett bredare beslutsunderlag (King m.fl. 2003, Tharme 2003). Med hjälp av ramverket ELOHA
(Ecological Limits of Hydrological Alteration) kan dessutom regionsspecifika modeller skapas. ELOHA baseras på en bred konsensusuppfattning bland internationell expertis på ekologiska flöden. Modellen skapas genom att samband mellan avsteg från naturliga flödesregimer och ekologiska följder identifieras för ett antal olika typer av
exempelvattendrag i regionen. Därefter kan modellen användas i regionens övriga vattendrag när beslut ska tas om vilka flödesregimer som ska accepteras (Poff m.fl. 2010).
Nämnda modeller och de flesta liknande beaktar flödesvariationer på dygn- till sekelbasis men under det senaste decenniet har även betydelsen av variationer på timbasis
uppmärksammats. Detta beror till stor del på att flödesdata i bästa fall oftast finns tillgängligt i form av dygnsmedelvärden vilket medför att variationer inom dygnet inte behöver märkas om endast dygnsmedelvärdet rapporteras. Eftersom vattenkraftsanläggningar kan uppvisa drastiska flödesförändringshastigheter och -storlekar under dygnet blir förståelsen för hur sådana påverkar ett ekosystem viktiga. Allt för stora avsteg från naturligt förekommande inomdygnsvariationer i flöden har visat ha stora ekologiska effekter som förändringar i sedimentdynamik, vattentemperatur och vattenhastighet, sedimentets fröbank samt täckt vattenyta. Dessutom kan strandbankar kollapsa i en större utsträckning och organismer dränkas eller torka ihjäl vid hastiga flödesfluktuationer. Sammantaget kan detta leda till minskad habitatdiversitet samt till att vatten- och strandorganismers täthet, diversitet,
3
reproduktionsframgång och överlevnad minskar (Blinn m.fl. 1995, Freeman m.fl. 2001, Bunn och Arthington 2002, Halleraker m.fl. 2003, Grand m.fl. 2006, van Looy m.fl. 2007, Fette m.fl. 2007, Greet m.fl. 2013). Dessutom kan det leda till att transportmönster hos organiska ämnen förändras, vilket i sin tur kan påverka ekosystemets födovävar (Sabater m.fl. 2008, Smorokowski m.fl. 2011).
Flödesdata har alltmer rapporterats på kvarts- till timbasis under de senaste decennierna och lagras numera vanligtvis i elektronisk form. Analyser av sådana data är dock problematiska eftersom datamängden blir väldigt omfattande och att det sällan finns data för både före och efter en förändring av flödesregimen skett. Det finns dessutom få analysmodeller och -program för detta syfte. Korttidsregleringens ekologiska effekter har vanligtvis studerats genom att av variationen i flödesförändringar på timbasis vid en specifik lokal kvantifierats. Exempelvis har minimiflöden (Weisberg och Burton 1993, Travnichek m.fl. 1995), maximala flödesförändringshastigheter (Halleraker m.fl. 2003), koefficienter för flödesvariationer (McKinney m.fl. 2001) samt minimi- eller maximalflöden som en procentandel av
totalavrinningen under dygnet (Lundquist och Cayan 2002, Grand m.fl. 2006) undersökts. Med dessa mätvärden kan lokaler som kan förväntas uppvisa sådana mönster, exempelvis när flödesregimen vid ett vattenkraftverk förändras, undersökas varefter ekologiska effekter kopplas till förändringarna och en bedömning av den påverkan som förändrade
timflödesvariationer medför kan utföras. Därför har behovet av att storlekar och hastigheter hos naturliga flödesvariationer på timbasis kvantifierats uppstått. Med hjälp av detta kan storleken hos den störning på ekosystemet som ett avsteg från naturliga flödesvariatoner i en viss storlek medför kvantifieras. Sådana studier har genomförts i Connecticut River i USA samt i ett antal norska vattendrag. Studien i USA visade behovet av att undersöka variationen inom dygnet med timdata och att reglerade vattendrag i jämförelse med oreglerade
vattendrag uppvisar fler dygn per år med onaturligt många eller stora variationer (Zimmerman m.fl. 2010). I de norska undersökningarna framkom bl.a. att om
sänkningshastigheten hålls på lägre nivåer än maximalt 13 cm per timme samt om refuger skapas genom att restaurera sidofåror och trösklar anläggs så sker en avsevärd minskning av risken för att fiskar strandar vid sänkningar. Denna studie och liknande visade även att fiskar är mer känsliga för kraftiga sänkningshastigheter i kallare vatten som t.ex. under vintertid (Harby m.fl. 2012) och att det är mindre troligt att fiskar strandas om sänkningen sker under mörker (Halleraker m.fl. 2003).
Den skotsk-irländska modellen Dundee Hydrological Regime Assessment Method (DHRAM) värderar hur skadat ett vattendrag är utifrån vilka förändringar i flöden den utsatts för på en femgradig skala där klass 1 står för ett opåverkat tillstånd och klass 5 för kraftigt påverkat tillstånd. Vid användandet av DHRAM bedöms att ett >25% överskridande av naturligt förväntade flödesvariationer inom dygnet leder till skador stora nog för att vattendragets status bedöms en nivå högre. Förekomsten av s.k. nolltappningar, d.v.s. att det inte rinner något vatten alls, leder också till att statusen klassas till en klass högre (Black m.fl. 2005). Dessutom har studier visat att en enda nolltappningsförekomst under en 20-årsperiod leder till att näringskedjelängden minskar med 2/3 (Sabo m.fl. 2010). Förutom att vattenlevande organismer torkar ihjäl så leder torrläggning av vattendrag leder till djupgående förändringar för både struktur och funktion hos vattendragets ekosystem (Theiling m.fl. 1996, Ledger m.fl. 2011, Woodward m.fl. 2012, Leigh 2013).
För Sveriges del har det inte funnits några generella riktlinjer eller någon vedertagen praxis förrän i 1999 års Miljöbalk och enligt denna kan 5-20% av en vattenverksamhets
4
produktionsvärde undantas för miljöförbättrande åtgärder vid en tillståndsomprövning (SFS 1998:808). I svenska oreglerade vattendrag är de dygnsvisa flödesförändringarna vanligtvis relativt långsamma och små medan flöden nedströms ett strömkraftverk i ett system med stor regleringsgrad kan variera med mycket höga amplituder och hastigheter. Det är heller inte ovanligt att det sker nolltappningar vid vattenkraftverk under perioder. Dessa
förhållanden torkar ihjäl, dränker eller spolar bort de flesta organismer som försöker etablera sig där (Jansson 2008). Det torde även påverka vattnets kemisk-fysikaliska egenskaper, t.ex. vad avser syresättning och temperatur. Mer miljöanpassade tappningar vid dessa kraftverk anses kunna återskapa en del av de förstörda ekosystemen (Renöfält och Nilsson 2005). Den svenska elmarknaden avreglerades år 1995 och är sedan 1996 vad man kallar
marknadsstyrd. Fokus för kraftproducenterna har i och med detta förflyttats från maximal produktion till maximal ekonomisk vinst (Crona 2012). Om och hur detta i praktiken
påverkat regleringen av vattenkraftverken i Sverige är inte undersökt i skrivande stund. Inte heller finns det någon samlad kvantitativ kunskap i hur stor utsträckning korttidsreglering förändrar vattenföringen utifrån ett opåverkat flöde.
Huvudsyftet med detta arbete är att undersöka om, och i så fall hur, vattenkraftverkens regleringsmönster skiljer sig före och efter avregleringen av elmarknaden 1996. Även
skillnader i flödesfluktuationer mellan naturliga och reglerade vattendrag undersöks för att få en kvantitativ uppfattning om hur mycket korttidsreglering förändrar flödet. Dessutom diskuteras om och hur detta påverkar de berörda vattendragen. För att uppnå dessa syften behöver följande frågeställningar besvaras:
Har flödefluktuationerna på timbasis i reglerade vattendrag förändrats sedan avregleringen 1996? I så fall hur?
Har antalet och längden av nolltappningar i reglerade vattendrag på timbasis förändrats sedan avregleringen 1996? I så fall hur?
Hur skiljer sig flödesfluktuationerna på timnivå mellan reglerade och oreglerade vattendrag?
2. Material och metoder
2.1 Undersökningsområdet
För att kunna besvara frågeställningarna behövs timflödesdata för perioder både före och efter avregleringen av elmarknaden från både reglerade och oreglerade vattendrag. Eftersom mängden data för flera års flöden på timnivå är väldigt omfattande så avgränsades
undersökningen av praktiska skäl geografiskt till Ångemanälvens avrinningsområde. För att utöka mängden och gradienten av referensdata från ett opåverkat system inkluderades även vattenföringsdata från Vindelälvens avrinningsområde. Ångermanälvens avrinningsområde är 31900 km2 till ytan, varav 8,05 % är sjöar, årsmedelflödet (MQ) vid havsmynningen är 536 m3/s och är till största delen reglerad både i huvudfåran och i biflöden. Vindelälven är helt oreglerad, avvattnar en areal på 12600 km2 och har ett MQ på 199 m3/s vid mynningen i Umeälven (SMHI 2013). Excelfiler med timflödesdata inhämtades från Vattenfalls driftcentraler för deras åtta vattenkraftverk i älven. Timflödesdata började sparas i
1993-5
Figur 1. Undersökningsområdet. De röda numrerade cirklarna markerar kraftverk och de blå med bokstav markerar oreglerade mätstationer. Samtliga ligger i Ångermanälvens avrinningsområde utom A-C som ligger i Vindelälvens avrinningsområde.
2011 (Sandra Grauers Nilsson, muntl.). Data för avrinningsområdets fem oreglerade mätstationer inhämtades från SMHI. Dessa kompletterades med data från tre stationer i Vindelälven för att få tillräckligt med referensdata och för att kunna jämföra med delar av oreglerade vattendrag med större MQ. Detta eftersom alla större delar av Ångermanälven är utbyggda och avrinningsområdets oreglerade vattendrag uppvisar relativt låga MQ (figur 1; tabell 1).
Tabell 1. Tabellen anger mätstationsnamn (Namn) samt karttecken i figur 1 (ID). Reglerade stationer är numrerade och de oreglerade är markerade med bokstäver. Även avrinningsområdets yta (Yta),
årsmedelvattenföring (MQ) och typ av vattenkraftsmagasin (Typ) anges. Ä = älvmagasin, R = regleringsmagasin, O = oreglerad mätstation (SMHI 2013).
ID Namn Yta (km2) MQ (m3/s) Typ ID Namn Yta (km2) MQ (m3/s) Typ
1 Forsmo 28000 341 Ä A Gautsträsk 1260 34,1 O 2 Nämforsen 27700 344 Ä B Sorsele 6060 127 O 3 Kilforsen 14900 141 Ä C Granåker 11900 190 O 4 Lasele 12500 199 Ä D Fättjaur 372 8,27 O 5 Långbjörn 11700 190 Ä E Ankarvattnet 362 12,3 O 6 Åsele 9800 165 Ä F Mesjön 307 8,35 O 7 Stenkullafors 8210 145 Ä G Lajksön 288 4,54 O 8 Stalon 1710 46,7 R H Röån 708 7,33 O
6
Tabell 2. Benämning och förkortning samt formler och referensmaterial för de i studien använda beräkningsmetoderna för dygnsvariationer av flöden (efter Zimmerman m.fl. 2010).
Beräkningsmetod Formelbeskrivning Referensmaterial
Richards-Baker flashiness
index (RBF)-index R-B Index ∑
∑ där q
står för flödet under aktuell timme och n för antalet mätvärden under analysperioden (24 timmar). Indexet visar det sammanlagda mätvärdet av
flödesoscillationerna (summan av absoluta värden för förändringarna timme till timme i timvärden) dividerat med summan av timflödena för varje 24-timmarsperiod.
(Baker m.fl. 2004)
Procent av totalflödet (PTF) PTF = (högsta timvärdet – minsta timvärdet)/summan av timvärdena för 24-timmarsperioden. Detta ger den dygnsvisa procentandel som adderats eller subtraherats från totalflödet.
(Lundquist och Cayan 2002)
Dygnsvariationskoefficienten
(CDV) Standardavvikelsen för dygnets timvärden dividerat med medelflödet för dygnet (McKinney m.fl. 2001) Reverseringar (NREVS) Beräknar antalet gånger mätstationen registrerar
växlingar mellan perioder av stigande och fallande timvärde n under dygnet.
(The Nature Conservancy 2007)
2.2 Dataanalys – timvärdesförändringar
Dataanalysen av timvärden skedde enligt en metod som använts i en liknande studie av flöden vid Connecticut River, USA (Zimmerman m.fl. 2010). I denna studie jämfördes
timflödesfluktuationerna mellan reglerade och oreglerade delar av vattendraget med hjälp av fyra olika index (tabell 2). Indexen syftar till att beskriva frekvenser, hastigheter och
magnituder hos flödesförändringar under ett dygn. Med hjälp av dessa bearbetades
flödesvärden för varje angiven timme dygnsvis vilket sedan gav fyra följande mätvärden för varje dygn under mätperioden (tabell 2). Richards-Baker index (RBF) anger ett sammalagt mätvärde för dygnets timme-till-timme-förändringar dividerat med summan av dygnets timflödesvärden. Procent av totalflödet (PTF) är ett mått på hur stor andel (i%) som adderats eller subtraherats från dygnets totalflöde genom att dividera differensen mellan högsta och lägsta timvärdet med totalsumman av dygnets timflöden. Dygnsvariationskoefficienten (CDV) fås fram genom att dividera standardavvikelsen för dygnets timvärden med
medelvärdet för samma dygn. Dessa tre index är utformade för att kunna kvantifiera graden av flödesförändringar i förhållande till det totala flödet eller till medelflödet under dygnet. De används för att bestämma storleken i flödesförändringar vid en bestämd mätpunkt, men de säger inget om hur ofta dessa förändringar sker per dygn. Reverseringar (NREVS) mäter antalet gånger hydrografen ändrar riktning under dygnet. På detta vis fås en bild av hur ofta riktningsförändringar i flödesförändringar sker, men detta index säger inget om storleken hos dessa förändringar.
7
på geologiska, hydrologiska och topografiska orsaker. Dessa undersöktes genom att formlerna för dessa programmerades i Microsoft Office Excel 2010® varefter dygnsvisa värden för alla fyra index beräknades. För att kunna avskilja vad som är normalt och onormalt i fråga om flödesförändringar under dygnet för oreglerade vattendrag i
undersökningsområdet bestämdes tröskelvärden utifrån fördelningshistogram för de resultat som dessa mätstationer uppvisade för de olika indexen. I dessa histogram visar kurvans brytpunkt var det s.k. tröskelvärdet ligger. Mätvärden större än denna punkt anses ovanligt förekommande för oreglerade vattendrag i undersökningsområdet. Därefter beräknades med vilken frekvens och magnitud de reglerade vattendragen översteg tröskelvärdet (Zimmerman m.fl. 2010). Brytpunkterna som markerar tröskelvärdena bestämdes visuellt och
tröskelvärden är markerade med en pil och finns angivna i histogrammen för frekvensfördelningen för varje enskilt index (fig. 2a-d).
Figur 2a-d. Sammanlagd frekvensfördelning för a) NREVS, b) RBF, c) PFT och d) CDV per dygn i undersökningsområdets oreglerade delar. Svart pil markerar tröskelvärdet.
8
2.3 Dataanalys – nolltappningar
Antal och varaktighet hos nollflödesförekomster i datamaterialet undersöktes. Då större oreglerade vattendrag i Sverige aldrig torkar ut kunde ingen jämförelse med naturliga nollflöden utföras. Enligt DHRAM anses nolltappningar påverka vattendragets ekosystem negativt till den grad att förekomsten av sådana leder till att vattendragets status graderas till en högre klass (Black m.fl. 2005). Inför denna undersökning fanns förkunskapen om att nolltappningar förekom vid sju av åtta reglerade mätstationer. Däremot fanns inte
kunskapen till vilken grad detta förekom samt om mönstren för nolltappningarna ändrats under perioden. Därför beräknades förekomsten och längden av nolltappningsperioder för vattenkraftverkens timflöden. Dessutom undersöktes om mängden nolltappningar och längden av dessa förändrades under mätperioden. Detta gjordes genom att dygnsvisa
förekomster och längder av nolltappningsperioder beräknades med hjälp av Microsoft Office Excel 2010® för varje vattenkraftverk förutom för Stalon då denna tilldömts en
minimitappning om 1,5 m3/s. Därefter beräknades sammanlagda årliga medelvärden för nolltappningsförekomster och för varaktigheterna hos dessa.
2.4 Statistisk analys
Skillnader i regleringsintensitet före och efter avreglering testades med hjälp av en två-vägs ANOVA, där respektive index utgjorde den beroende variabeln, och period respektive
kraftverk utgjorde fasta faktorer. Testen utfördes i IBM SPSS Statistics® v.20. Skillnaderna i överskridningsfrekvens mellan undersökningsområdets reglerade och oreglerade delar samt skillnaderna i antal timmar och perioder med nolltappning mellan olika år undersöktes med t-test. Datamaterialet delades sedan in i; oreglerade och reglerade vattendrag, före och efter elmarknadens avreglering (1993-1995 och 1996-2011). Vidare undersöktes om det fanns säsongsbundna samband i flödesfluktuationsmönstren i de reglerade vattendragen. Säsongerna bestämdes till; vår (mars, april, maj), sommar (juni, juli, augusti), höst (september, oktober, november) och vinter (december, januari, februari) samt sommar2 (1/5-30/9), vinter2 (1/10-30/4). Utöver detta analyserades samband mellan mängden tillgängligt vatten i systemet under de olika undersökta åren och hur stor magnitud indexens tröskelvärde överstegs med både för reglerade och oreglerade mätstationer, samt om
varaktigheten hos eller förekomsten av nolltappningar hade samband med ett mått på
mängden tillgängligt vatten. Detta bestämdes genom att summera månadsmedelvattenföring under perioderna vinter2 resp. sommar2. Data för årsvis vattenmängd i avrinningsområdet inhämtades från SMHI. Testen utfördes i IBM SPSS Statistics® v.20. med en linjär
9
3. Resultat
3.1 Överträdelse av tröskelvärden. Frekvenser och magnituder före och
efter elmarknadens avreglering.
Histogrammen för indexens frekvensfördelning i denna undersökning visar att
flödesförändringar i de oreglerade delarna av undersökningsområdet är till den absolut största delen noll eller väldigt små (figur 2). I medeltal är den frekvens som tröskelvärdena för de undersökta indexen överskrids med årligen för varje undersökt kraftverk c:a 18-54 gånger större än vad de oreglerade delarna uppvisar (tabell 3 och figur 3).
Det förelåg inga signifikanta skillnader mellan varken vilken frekvens eller med vilken magnitud tröskelvärdena för de olika indexen överträddes när perioden före och efter avregleringen av elmarknaden jämfördes (figur 3 a-d). Det gick inte heller att se några signifikanta skillnader när detta undersöktes utifrån de olika säsongerna vår, sommar, höst, vinter samt perioderna sommar2 och vinter2.
Tabell 3. Antal dagar som tröskelvärdet överskrids för de undersökta flödesförändringsindexen per år och vattenkraftverk. Maximalt och minimalt värde samt medelvärde för oreglerade och reglerade vattendrag. Vid en jämförelse av antalet dagar per år över tröskelvärdet mellan de oreglerade och reglerade delarna av
avrinningsområdet överträds indexen mellan c:a 18-54 gånger fler per år i de reglerade delarna (RBF = 17,65, PTF = 54, 29, CDV = 38,97, NREVS = 17,64). Fetstil indikerar statistiskt signifikant skillnad från det opåverkade tillståndet (p<0,001).
Index Oreglerade (O) Reglerade (R) p
RBF medel 4,08 72,03 <0,001 max 18 139 min 0 19 PTF medel 5,08 275,81 <0,001 max 54 365 min 0 46 CDV medel 7,18 279,82 <0,001 max 54 365 min 0 45 NREVS medel 19,56 344,95 <0,001 max 162 366 min 0 154
10
Figur 3. Medel antal dagar per år a) RBF, b) PTF, c) CDV, och d) NREVS, överstiger tröskelvärdet. Blå staplar visar kraftverk och gröna staplar visar oreglerade mätstationer. Error bars = 1SE
3.2 Nolltappningar
Sammanlagda antalet nolltappningstimmar och -förekomster per år och kraftverk
beräknades. I denna beräkning ingick samtliga kraftverk förutom Stalon eftersom det finns en vattendom om minimiflöde för minst 1,5 m3/s vid detta kraftverk. Undersökningen visade att nolltappningar under perioden 1993-2011 förekom i medeltal med 105 förekomster och 787 timmar per kraftverk och år och under perioden. Det fanns ingen signifikant skillnad i vare sig antal timmar, eller förekomster före och efter elmarknadens avreglering. Däremot fann vi att både antal timmar och perioder var avsevärt högre efter 2007. För perioden 1993-2007 var antal timmar och perioder i medeltal 72 resp. 587 och för perioden 2008-2011 225 resp. 1538. Här föreligger signifikanta skillnader när perioderna jämförs (tabell 4 och figur 4).
a
b
11
Tabell 4. Nolltappningsförekomster och nolltappningstimmar. Medelvärden per år för samtliga undersökta vattenkraftverk som praktiserar nollflöden. Stalon exkluderades från denna undersökning då denna tilldömts minimiflöden. Minimi- och maximala värden inom parantes. Fetstil indikerar statistiskt signifikant skillnad mellan de undersökta tidsperioderna; nolltappningstimmar (p<0,001, t = -7,26, df=17),
nolltappningsförekomster (p<0,001, t = -13,901, df=17).
Mätperiod Medelvärde -
nolltappningstimmar per år och kraftverk
Medelvärde
-nolltappningsförekomster per år och kraftverk Totalt 1993-2011 787 (234-1755) 105 (39-258)
1993-2007 587 (234-1007) 72 (39-107) 2008-2011 1538 (1444-1755) 225 (199-258)
Figur 4. Nolltappningsdygn (a) och – timmar (b) per kraftverk och år. Medeltal för samtliga kraftverk som uppvisade nolltappningar över hela undersökningsperioden.
3.3 Magnituder och nolltappningar kontra vattenmängder.
Sambanden mellan mängden tillgängligt vatten i vattensystemet och medelvärden för magnituder under de granskade åren undersöktes. Resultaten delades in efter de olika indexen samt perioderna sommar2 och vinter2. Här förelåg negativa signifikanta samband i de reglerade delarna av undersökningsområdet för indexen CDV (figur 5 a-b) och PTF (figur 6 a-b) för båda undersökta perioderna. RBF uppvisade signifikant negativt samband för perioden sommar2 (figur 7 a) och NREVS uppvisade signifikant positivt samband för samma period (figur 8 a). Inget samband kunde ses i de oreglerade delarna för något index. Vid jämförelse mellan mängden tillgängligt vatten i vattensystemet och mängden nolltappningar kunde signifikanta negativa samband ses under perioden sommar2 för nolltappningstimmar och för nolltappningsförekomster om åren 2008-2011 exkluderades. När dessa även
exkluderades från nolltappningstimmar blev sambandet starkare (figur 9 a-d). Åren 2008-2011 uppvisade avsevärt högre mätvärden (tabell 4 och figur 4).
12
Figur 5. CDV. Samband mellan magnitud och totala mängden vatten under perioden i vattensystemet, För CDV de reglerade delarna kunde ett negativt samband ses för sommar2 (a) med p<0,001 och för vinter2 (b) med p<0,005. De oreglerade delarna (c-d) uppvisar inga signifikanta samband för någon period.
Figur 6. RBF. Samband mellan magnitud och totala mängden vatten under perioden i vattensystemet. För RBF kunde ett negativt samband endast ses för sommar2 för de reglerade delarna (a) med p<0,005.
13
Figur 7. PTF. Samband mellan magnitud och totala mängden vatten under perioden i vattensystemet. För de reglerade delarna kunde ett negativt samband ses för sommar2 (a) med p<0,001 och för vinter2 (b) med p=0,018. De oreglerade delarna (c-d) uppvisar inga signifikanta samband för någon period.
Figur 8. NREVS. Samband mellan magnitud och totala mängden vatten under perioden i vattensystemet. För NREVS kunde ett positivt samband ses för de reglerade delarna för sommar2 (a) med p<0,001. Sambandet kunde inte ses för vinter2 eller för de oreglerade delarna (c-d).
14
Figur 9 a-d. Samband mellan totala mängden nolltappningar och mängden tillgängligt vatten i vattensystemet under perioden. Signifikant samband förelåg mellan vattenmängd och nolltappningstimmar (a) för perioden sommar2 under hela undersökningsperioden. Sambandet blev starkare när åren 2008-2011 exkluderades. Sambandet kunde inte ses för nolltappningsförekomster (b) när hela undersökningsperioden granskades men väl när åren 2008-2011 exkluderades (infällda diagram). Inga samband upptäcktes för vinter2 (c-d).
15
4. Diskussion
Det gick varken att se årsvisa eller säsongsbundna signifikanta skillnader i
flödesfluktuationer inom dygnet mellan perioderna före och efter avregleringen av
elmarknaden för något av de undersökta flödesförändringsindexen. Detta gällde både för frekvenser och för magnituder av tröskelöverträdelser. Det förelåg heller ingen skillnad mellan nolltappningstimmar och -förekomster inom dygnet när perioderna före och efter avregleringen av elmarknaden jämfördes. Däremot sågs en tydlig ökning (faktor 2,6 - 3,1) av båda när perioderna 1993-2007 och 2008-2011 jämfördes. Undersökningen visade stora skillnader i flödesfluktuationer på timnivå mellan undersökningsområdets reglerade och oreglerade vattendrag i samtliga undersökta flödesförändringsindex. Inomdygnsvariationen för de oreglerade vattendragen var i de absolut flesta dagar per år lika med noll och indexens tröskelvärde överstegs i medeltal mellan 4-20 dagar per år under perioden 1993-2011. I undersökningsområdets reglerade delar överstegs indexens tröskelvärde i medeltal mellan 72-345 dagar per år. Dock fanns ett signifikant negativt samband mellan magnituder och hur mycket vatten som fanns i vattensystemet under det undersökta året för indexen CDV och PTF. Detta samband kunde ses över hela året men visade sig starkast under sommaren. Sambandet var även signifikant för indexen för vintern. För RBF fanns signifikant negativt samband för sommaren men inte för vintern. Dessa tre index mäter samtliga storleken hos flödesförändringar inom dygnet. Storleken hos flödesförändringar inom dygnet i
avrinningsområdets reglerade delar är störst under de år då det finns minst vatten i systemet, under de s.k. torråren. Sambandet var även mest påtagligt under sommaren. För NREVS förelåg i stället ett signifikant positivt samband för mängden vatten i systemet och magnitudstorleken för sommaren. De oreglerade delarna uppvisar inte liknande omständigheter. Här föreligger inga signifikanta samband mellan vattenmängder och magnituder. Samma negativa samband kunde ses på sommaren när nolltappningstimmar och vattenmängder jämfördes och även för nolltappningsförekomster om åren 2008-2011 undantogs från undersökningen. Regleringen under torrårens sommarmånader visar större magnituder för volymförändringsindexen och mindre för reverseringsindexet. Detta betyder att flödesförändringarna är snabbare och mer enkelriktade sommartid när det finns lite vatten i systemet. Orsaker till dessa samband skulle kunna vara att den svenska elmarknaden sedan 1996 är marknadsstyrd och att fokus för kraftproducenterna har förflyttats från
maximal produktion till maximal ekonomisk vinst (Crona 2012). Även en ökad elexport sommartid kan vara en påverkande faktor. I ett sådant scenario undviker kraftproducenterna produktion när priserna är låga och sparar vatten i magasinen tills priserna stiger och säljer sedan elen till ett högre pris. Hushållningen med vatten i magasinen blir därför extra viktig när det finns lite vatten i systemet, vilket skulle kunna förklara de hastigare och mer
enkelriktade flödesförändringarna under torrårens sommarmånader. För att kunna få en bättre inblick i orsakerna till de ökade flödesförändringarna under torrare år behövs dock en mer djupgående analys av hela elmarknaden.
Vissa år kunde indextröskelvärdena för PTF, CDV och NREVS överträdas under årets samtliga 365 dagar. I de oreglerade delarna av Connecticut River överträds tröskelvärdet i medel mellan 12-69 dagar per år och i de reglerade delarna med 27-221 dagar per år i vilket ger att frekvensen för överträdelserna av indexens tröskelvärden där är 2,3 - 6,3 gånger större. Motsvarande siffra för Ångermanälven var 18-54 gånger fler per år. I jämförelse med Ångermanälven och Vindelälven uppvisar Connecticut River dessutom en större
inomdygnsvariation i flödesfluktuationer i de oreglerade delarna och en mindre sådan i de reglerade delarna. Alla indextröskelvärden utom RBF överträddes avsevärt fler dagar per år i
16
Ångermanälvens reglerade delar än i Connecticut River (Zimmerman m.fl. 2010). Sett till hur stor avvikelse från det naturliga de reglerade delarna uppvisar Ångermanälven avsevärt större avsteg än Connecticut River. Datamaterialet visar att flöden vid Forsmo kraftverk kan öka och minska med över 500 m3/s under en timme och från 0 till över 500 m3/s och omvänt på fem timmar. Under sådana förhållanden kan vattennivån i sänkas och höjas med över en meter på några timmar. Resultaten visade inte en förvärring av tillståndet efter avregleringen av elmarknaden men däremot att tillståndet redan varit alarmerande avvikande från det naturliga under hela undersökningsperioden. Avvikelsen från naturligt förväntade
flödesförändringsfrekvenser, -volymer och -hastigheter i Ångermanälvens reglerade delar är avsevärt mycket större än vad som uppvisas hos motsvarande mätstationer i Connecticut River, än de i DHARM rekommenderade maximala 25 % eller de 13 cm per timme som rekommenderats i Norge (Halleraker m.fl. 2003, Black m.fl. 2005, Zimmerman m.fl. 2010, Harby m.fl. 2012). De snabba, frekventa och till onaturliga tidpunkter förlagda flödes- och vattennivåförändringarna i Ångermanälvens reglerade delar medför därför sannolikt stora ekologiska konsekvenser. Det är troligt att vatten- och strandorganismers täthet, diversitet och reproduktionsframgång minskat i det drabbade området till följd av rådande
regleringsregim (Blinn m.fl. 1995, van Looy m.fl. 2007). Då det inte finns liknande naturliga omständigheter i regionen finns det heller inga organismer som anpassats till så kraftig störning (Poff m.fl. 1997). Sannolikt leder regleringsregimen till förlust av stabilt habitat och habitatdiversitet för strand- och vattenorganismer i ekosystemet samt till att vattendragets sedimentdynamik och sedimentets fröbank förändras. Vidare är det troligt att strandbankar kollapsar i ökad utsträckning, att den vattentäckta ytan minskas samt att vattentemperaturer och – hastigheter förändras till följd av regleringsintensiteten. Dessutom är förändringar i transportmönster för organiska ämnen till den grad att hela näringsvävar påverkas troliga (Blinn m.fl. 1995, Freeman m.fl. 2001, Bunn och Arthington 2002, Halleraker m.fl. 2003. Grand m.fl. 2006, van Looy m.fl. 2007, Fette m.fl. 2007, Sabater m.fl. 2008, Smorokowski m.fl. 2011, Greet m.fl. 2013).
Nolltappningar förekom genom hela undersökningsperioden vid sju av åtta undersökta vattenkraftverk. Även om nolltappningsskador varit högst troliga innan år 2008 p.g.a. de höga nolltappningsfrekvenser och - timantal undersökningsområdets reglerade delar uppvisade under perioden 1993-2007 så är det troligt att den negativa påverkan av
nolltappning ökat kraftigt med tanke på att nolltappningar ökat med en faktor på 2,6 - 3,1 för perioden 2008-2011 (Black m.fl. 2005, Sabo m.fl. 2010). I de fall nolltappningarna leder till en ökad torrläggningsfrekvens och – varaktighet kan man förvänta sig se en minskning av individtätheter för invertebrater samt att större och rovlevande invertebrater slås ut helt. Hela näringskedjor från plankton, via insekter och fiskar, till uttrar drabbas och framförallt ovanliga arter försvinner från det drabbade området (Ruiz-Olmo m.fl. 2001, Ledger m.fl. 2011, Sabo m.fl. 2010, Woodward m.fl. 2012, Leigh 2013). Även i vattendrag som inte torrläggs av nolltappningar kan dessa leda till stora effekter på ekosystemet. Vid nolltappningar avstannar vattenströmmen i det påverkade området och strömlevande organismer missgynnas till förmån för lugnvattenorganismer (Nilsson m.fl. 2002).
Stillastående vatten värms sommartid lättare upp och detta kan leda till att mängden upplöst syre minskar till för många organismer kritiska nivåer (Najjar m.fl. 2000, Ficke m.fl. 2007). Höga vattentemperaturer kan även leda till ökad dödlighet för fiskar p.g.a. virusinfektioner (Hara m.fl. 2006) och även begränsa fiskars spridningsområde (Madej m.fl. 2006),
Nolltappningar under vintern kan leda till ökad istäckning vilket i sin tur kan minska syremängden. Dessutom ökar risken för bottenfrysning i grundare områden vilket i sin tur
17
fungerar som en störning för både strand- och vattenorganismer (Nilsson och Malm Renöfält 2008, Engström m.fl. 2011).
Sambandet mellan höga magnituder över tröskelvärden och torrår var mest tydligt sommartid och förhållandena var omvända för antalet riktningsförändringar hos
flödesfluktuationer. Det kunde inte ses några liknande samband när resultaten jämfördes med oreglerade delar. Dessutom har undersökningsområdets oreglerade delar i huvudsak avsevärt lägre MQ än de reglerade. Små vattendrag har en liten buffrande förmåga därför fluktuerar dessas flöden snabbare och mer vid t.ex. torka eller häftiga regn. Den till MQ sett största oreglerade mätstationen Granåker (MQ = 190) uppvisar mycket få och obefintliga storlekar av överträdelser av tröskelvärden för undersökningsperioden. MQ vid Granåker är i samma storleksordning som 7 av 8 reglerade mätstationer och därför borde förhållandena vara jämförbara. Kraftiga flödesfluktuationer sommartid kan leda till häftiga
vattentemperaturväxlingar och varaktiga låga flöden leder till högre vattentemperaturer. Även antalet nolltappningar och – förekomster ökade under torrårens sommarmånader, speciellt om åren 2008-2011 exkluderades från undersökningen. Då vattennivåerna under torrår redan är naturligt låga och vattentemperaturer höga så bör nolltappningar leda till ännu högre temperaturer. Detta verkar stressande för vattenorganismer och kan framförallt leda till att kallvattenarter slås ut (Woodward m.fl. 2012).
Sammantaget uppvisar undersökningsområdets reglerade och oreglerade vattendrag
genomgående skilda mönster och framförallt storlekar och hastigheter för flödesfluktuationer inom dygnet. Rådande regleringsregim inom dygnet är att betrakta som skadlig för de
drabbade ekosystemen och dessutom har tillståndet förvärrats kraftigt sedan år 2008. Förvärringen kan inte förklaras med förändringar i undersökningsområdets hydrologi då inga liknande samband upptäckts för de oreglerade vattendragen. Kännedomen om korttidsregleringens negativa effekter har ökat det senaste decenniet och det logiska hade varit att utvecklingen istället gått åt motsatt håll. Faktumet att det inte finns några
begränsningar för hur korttidsregleringen får utföras i Sverige möjliggör inte bara dagens tillstånd utan även ett eventuellt ännu mer förvärrat sådant i framtiden. Därför är det av stor vikt att korttidsregelringens ekologiska effekter undersöks och kvantifieras. Därefter bör resultaten omarbetas till gränsvärden och sedan implementeras, t.ex. med hjälp av ramverket ELOHA (Poff m.fl. 2010). I denna skapas ekologiskt hållbara regionala rekommendationer för flödesregimer utifrån lokala mätningar. Dock är sådana processer tidskrävande och risken för att ytterligare miljöskador uppstår p.g.a. dagens korttidsregleringsregim borde minskas genom att tillgängliga riktvärden införs. Exempelvis kan råden från DHRAM beaktas. Enligt denna ska nolltappningar helt undvikas och flödesvariationer inom dygnet avvika mindre än 25 % från de naturligt förväntade (Black m.fl. 2005). Dessutom bör vattennivåsänkningar begränsas till maximalt 13 cm enligt per timme, helst utföras på dygnets mörka timmar och utföras med försiktighet vintertid. Dessutom bör tillgång till lågvattenrefuger och biflöden säkerställas i områden som uppvisar stora flödesvariationer inom dygnet. På så vis kan risken för att fiskar strandar minskas (Halleraker m.fl. 2003, Harby m.fl. 2012). Dock syftar de sistnämnda råden primärt till att skydda laxfiskar. Eftersom korttidsreglering har
djupgående och långvariga effekter på de drabbade ekosystemen så bör dessa beaktas när miljöanpassningar utförs och riktlinjer beslutas. Här behöver kunskapen om
korttidsvariationer och nolltappningars effekter på vattenkemi och temperatur och i förlängningen dess effekter på vattendragens organismer öka. Därför behövs fortsatta och
18
utvidgade studier av naturliga flödesfluktuationer inom dygnet samt hur olika graders avsteg från dessa påverkar ekosystemen.
5. Slutsatser
Undersökningen kunde inte visa på något samband mellan förändrad regleringsintensitet i Ångermanälvens avrinningssystem och avregleringen av elmarknaden. Huruvida detta gäller generellt för vattenkraft i Sverige går dock inte att svara på eftersom undersökningen är begränsad. Dock uppvisade undersökningsområdets reglerade delar kraftiga avsteg från normaltillståndet både för frekvenser och för magnituder. Dessutom fanns ett samband mellan torråren och med hur mycket tröskelvärdena överträddes för tre av fyra undersökta flödesförändringsindex under sommarmånaderna samt med antalet och varaktigheten hos nolltappningar under samma period. Antalet reverseringar uppvisade ett motsatt samband. Sambandet mellan torrår och nolltappningar blev avsevärt starkare om åren 2008-2011 exkluderades. Varaktigheten hos och antalet nolltappningar ökade markant när perioderna 1993-2007 och 2008-2011 jämfördes. Korttidsregleringen i avrinningsområdet leder förmodligen till stora ekologiska effekter och dessa har sannolikt även förvärrats mot slutet av undersökningsperioden. Under de senaste decennierna har behovet av ekologiskt hållbara regleringsregimer blivit allt mer erkända och även till viss del implementerats. I Sverige finns inga generella riktlinjer för hur korttidsreglering får bedrivas och i vilken grad och hur länge nollflöden får förekomma i vattenförekomster som inte har tilldömd minimitappning. Det faktum att dessa förvärrats de senaste åren påkallar behovet av bestämmelser för hur sådan verksamhet får bedrivas. Undersökningsmetoden kan användas till att kvantifiera naturliga och avsteg från naturliga flödesfluktuationer. Genom att koppla resultaten till ekologiska effekter kan gränsvärden för hållbara regleringsregimer inom dygnet bestämmas.
19
6 Referenser
Acreman, M., Aldrick, J., Binnie, C., Black, I., Cowx, H., Dawson, H., Dunbar, M, Extence, C., Hannaford, J., Harby, A., Jarrit, N., Old, G., Peirson, G., Webb., J. och Wood, P. 2009. Environmental flows from dams: the water framework directive. Engineering
Sustainability, 162 (1): 13–22.
Baker, D. B., Richards, R. P., Loftus, T. T. och Kramer J. W. 2004. A new flashiness index: characteristics and applications to Midwestern rivers and streams. Journal of the
American Water Resources Association, 40: 503–522.
Black, A. R., Rowan, J. S., Duck, R. W., Bragg, O. M. och Clelland, B. E. 2005. DHRAM: a method for classifying river flow regime alterations for the EC Water Framework Directive. Aquatic Conservation: Marine and Freshwater Ecosystems, 15: 427–446. Blinn, W., Shannon, J. P., Stevens, L. E och Carder, J. P. 1995. Consequences of fluctuating
discharge for lotic communities. Journal of the North American Benthological Society, 14: 233–248.
Bunn, S. E. och Arthington, A. H. 2002. Basic Principles and Ecological Consequences of Altered Flow Regimes for Aquatic Biodiversity. Environmental Management, 30(4): 492–507.
Crona,M.2012. Evaluation of flexibility in hydropower stations. Examensarbete. UTH-enheten. Teknisk- naturvetenskaplig fakultet. Uppsala universitet.
Calles, O. och Greenberg, L. 2009. Connectivity is a two-way street – The need for a holistic approach to fish passage problems in regulated rivers. River research and applications, 25: 1268-1286.
Engström, J., Jansson, R., Nilsson, C. och Weber, C. 2011, Effects of river ice on riparian vegetation. Freshwater Biology, 56: 1095–1105.
Fette, M., Weber, C., Peter, A. och Wehrli, B. 2007. Hydropower production and river rehabilitation: a case study on an alpine river. Environmental Modeling & Assessment, 12: 257–267.
Freeman, M. C., Bowen, Z. H., Bovee, K. D. och Irwin, E. R. 2001. Flow and habitat effects on juvenile fish abundance in natural and altered flow regimes. Ecological Applications, 11: 179–190.
Ficke, A. D.,. Myrick, C. A. och Hansen, L. J. 2007. Potential impacts of global climate change on freshwater fisheries. Reviews in Fish Biology and Fisheries, 17:581–613.
Gippel, C. J., Stewardson, M. J. 1998. Use of wetted perimeter in defining minimum environmental flows. Regulated Rivers: Research and Management, 14: 53–67.
Grand, T. C., Railsback, S. E., Hayse, J. W. och Lagory, K. E. 2006. Physical habitat model for predicting the effects of flow fluctuations in the nursery habitats of the endangered Colorado pikeminnow (Ptychochelius lucius). River research and applications, 22: 1125–1142.
20
Grauers Nilsson, S. Muntligt. 2012. Director Business and Power System Development, Head of Hydro Planning (act.). Vattenfall AB. 2012-10-19.
Greet, J., Cousens, R. D, och Webb, A. 2013. Flow regulation is associated with riverine soil seed bank composition within an agricultural landscape: potential implications for restoration. Journal of Vegetation Science, 24 (2013) 157–167.
Hara, H., Aikawa, H., Usui, K. och Nakanishi, T. 2006. Outbreaks of koi herpesvirus disease in rivers of Kanagawa Prefecture. Fish Pathology, 41: 81–83.
Harby, A. och Bogen, J. (red). 2012. Rapport nr. 1 - 2012. Miljøkonsekvenser av raske vannstandsendringer . Norges vassdrags- og energidirektorat.
http://webby.nve.no/publikasjoner/rapport_miljoebasert_vannfoering/2012/miljoebas ert2012_01.pdf 2013-03-17 20:26.
Halleraker, J. H., Saltveit, S. J., Harby, A., Arneklev, J. V., Fjeldstad, H.-P. och Kohler, B. 2003. Factors influencing stranding of wild juvenile brown trout (Salmo trutta) during rapid and frequent flow decreases in an artificial stream. River research and
applications, 19: 589–603.
Hill, M.T., Platts, W. S. och Beschta, R. L. 1991. Ecological and geomorphological concepts for instream and out-of-channel flow requirements. Rivers, 2(3): 198–210.
Jansson, R. 2008. Bedömning av ekologisk potential i utbyggda vatten i Norrland. Landskapsekologigruppen. Institutionen för ekologi, miljö och geovetenskap. Umeå universitet.
Jönsson, M. 2011. Vattenkraftproduktion. Svensk Energi.
http://www.svenskenergi.se/sv/Om-el/Vattenkraft/Sa-tillverkas-el---vattenkraft/ , 20130208 15:58.
King J., Brown, C. och Sabet, H. 2003. A scenario-based holistic approach to environmental flow assessments for rivers. River Research and Applications, 19: 619–639.
Ledger, M. E., Edwards, F. K., Brown, L. E., Milner, A. M. och Woodward, G. 2011. Impact of simulated drought on ecosystem biomass production: an experimental test in stream mesocosms. Global Change Biology, 17, 2288–2297.
Leigh, C. 2013. Dry-season changes in macroinvertebrate assemblages of highly seasonal rivers: responses to low flow, no flow and antecedent hydrology. Hydrobiologia, 703:95–112.
Lundquist, J. D. och Cayan, D. R. 2002. Seasonal and spatial patterns in diurnal cycles in streamflow in the western United States. Journal of Hydrometeorology, 3: 591–603. Madej, M. A., Currens, C., Ozaki, V., Yee, J. och Anderson. D. G. 2006. Assessing possible
thermal rearing restrictions for juvenile coho salmon (Oncorhynchus kisutch) through thermal infrared imaging and in-stream monitoring, Redwood Creek, California.
21
McKinney, T., Speas, D. W., Rogers, R. S. och Persons, W. 2001. Rainbow trout in a regulated river below Glen Canyon Dam, Arizona, following increased minimum flows and reduced discharge variability. North American Journal of Fisheries Management, 21: 216–222. Najjar, R. G., Walker, H. A., Andersson, E., Barron, N. J., Bord, R. J., Gibson, J. R., Kennedy,
V. S., Knight, C. G., Megonigal, J. P., O´Connor, R, E., Polsky, C. D., Psuty, N. P., Richards, B. A., Sorenson, L. G., Steele, E. M. och Swanson, R. S. 2000. The potential impacts of climate change on the mid-Atlantic coastal region. Climate Research, 14:219– 233.
Nilsson, C., Andersson, E., Merritt D. M., och. Johansson, M. E. 2002. Differences in riparian flora between riverbanks and river lakeshores explained by dispersal traits. Ecology, 83:2878–2887.
Nilsson, C., Reidy, C. A., Dynesius, M. och Revenga, C. 2005. Fragmentation and Flow Regulation of the World’s Large River Systems. Science, 308: 405-408.
Nilsson, C., och Malm Renöfält, B. 2008. Linking flow regime and water quality in rivers: a challenge to adaptive catchment management. Ecology and Society, 13(2): 18.
Papush, L. 2011. Silicon cycling in the Baltic Sea: Trends and budget of dissolved silica. Doktorsavhandling. Tema Vatten, Linköpings universitet.
Petts, G. E. 1989. Perspectives for ecological management of regulated rivers. I: Gore, J. A. och Petts, G.E. (red.): Alternatives in Regulated River Management, CRC Press: Florida; 3–24.
Poff, N. L., Allan, D., Bain, M. B., Karr, J. R., Prestegaard, K. L., Richter, B. D., Sparks, R. E., och Stromberg, J. C. 1997. The natural flow regime. Bioscience, 11: 769-784.
Poff, N. L., Richter, B. D,, Arthington, A. H., Bunn, S. E., Naiman, R. J., Kendy, E., Acreman, M,. Apse, C., Bledsoe, B. P., Freeman, M. C., Henriksen, J., Jacobson., R. B., Kennen, J. G., Merrit, D. M., O´Keefe, J. K., Olden, J. D., Rogers, K., Tharme, R. E. och Warner, A. The ecological limits of hydrologic alteration (ELOHA): new framework for developing regional environmental flow standards. 2010. Freshwater Biology, 55, 147–170.
Reiser, D., Wesche, T., och Christopher Estes, C. 1989. Status of Instream Flow Legislation and Practices in North America. Fisheries, 14(2): 22-29.
Renöfält, B. och Nilsson, C. 2005. Miljöanpassade flöden: Sammanställning av forskning och utveckling med avseende på ”flödesregimer”. Landskapsekologigruppen. Institutionen för ekologi, miljö och geovetenskap. Umeå universitet.
Richter, B. D., Baumgartner, J. V., Powell, J. och Braun, D. P. 1996. A Method for Assessing Hydrologic Alteration within Ecosystems. Conservation Biology, 10 (4): 1163–1174. Richter, B. D., Warner, T. A., Meyer, J. L. och Lutz, K. 2006. A collaborative and adaptive
process for developing environmental flow recommendations. River research and
22
Ruiz-Olmo, J., Lopez-Martin, J. M. och Palazón, S. 2001. The influence of fish a abundance on the otter (Lutra lutra) populations in Iberian Mediterranean habitats. Journal of
Zoology, 254: 325-336.
Sabater, S., Artigas, J., Durán, C., Pardos, M., Romaní, A. M., Tornés, E. och Ylla, I. 2008. Longitudinal development of chlorophyll and phytoplankton assemblages in a regulated large river (the Ebro River). Science of the total environment, 404: 196–206.
Sabo, J. L., Finlay, J. C., Kennedy, T., och Post, D. M. 2010. The Role of Discharge Variation in Scaling of Drainage Area and Food Chain Length in Rivers. Science, 330: 965-967. Sveriges meteorologiska och hydrologiska institut (SMHI). 2012. Modellerade värden för
vattenföringen i Ångermanälven och Vindelälven. Vattenwebben. http://vattenwebb.smhi.se/modelarea2012/ 2013-03-17 21:16.
Smokorowski, K. E., Metcalfe R. A., Finucan S. D., Jones, N., Marty J., Power, M., Pyrce, R. S. och Steele, R. 2011. Ecosystem level assessment of environmentally based flow restrictions for maintaining ecosystem integrity: a comparison of a modified peaking versus unaltered river. Ecohydrology. 4: 791–806.
Tharme, R. E. 2003. A global perspective on environmental flow assessment: Emerging trends in the development of environmental flow methodologies for rivers. River
research and applications, 19: 397–441.
The Nature Conservancy. 2007. Indicators of Hydrologic Alteration Version 7 User’s Manual. The Nature Conservancy. Arlington, VA.
Theiling, C. H., Maher, R., J., och Sparks, R. E. 1996. Effects of Variable Annual Hydrology on a River Regulated for Navigation: Pool 26, Upper Mississippi River System. Journal
of Freshwater Ecology, 11(1): 101-114.
Tennant, D. L. 1976. Instream flow regimes for fish, wildlife, recreation, and related environmental resources. Fisheries, 1(4): 6-10.
Travnichek, V. H., Bain, M. B. och Maceina, M. J. 1995. Recovery of a warmwater fish assemblage after the initiation of a minimum-flow release downstream from a hydroelectric dam. Transactions of the American Fisheries Society, 124: 836–844. van Looy, K., Jochems, H., Vanacker, S och Lommelen, E. 2007. Hydropeaking impact on a
riparian ground beetle community. River Research and Applications, 23: 223–233. Ward, J. V. och Stanford J. A. 1993. Research needs in regulated river ecology. Regulated
rivers: Research and Management, 8(1-2): 205-209.
Weisberg, S. B., Burton, W. H. 1993. Enhancement of fish feeding and growth after an increase in minimum flow below the Conowingo Dam. North American Journal of
Fisheries Management, 13: 103–109.
Woodward, G., Brown, L. E., Edwards, F. K., Hudson, L. N., Milner, A. M., Reuman, D. C. och Ledger, M. E. 2012. Climate change impacts in multispecies systems: drought alters food web size structure in a field experiment. Philosophical Transactions of the Royal Society
23
World Wide Fund for Nature. 2010. 2012 Living Planet Report.
http://wwf.panda.org/about_our_earth/all_publications/living_planet_report/living_ planet_report_timeline/2010_lpr2/ 2013-03-17 17:35.
Zimmerman, J. K., Lechter, B. H., Nilsow, K. W., Lutz, K. A. och Malligan, F. J. 2010.
Determing the effects of dams on subdaily variation in river flows at a whole basin scale.
Institutionen för ekologi, miljö och geovetenskap (EMG) 901 87 Umeå, Sweden
Telefon 090-786 50 00 Texttelefon 090-786 59 00 www.umu.se
