Saltvatteninträngning i kustnära grundvattenmagasin i västra Sverige

UNIVERSITY OF GOTHENBURG Department of Earth Sciences Geovetarcentrum/Earth Science Centre Saltvatteninträngning i kustnära grundvattenmagasin i västra Sverige Torunn Oskarsdotter Pindamo ISSN 1400-3821 B869 Bachelor of Science thesis Göteborg 2015 Mailing address Address Telephone Telefax Geovetarcentrum Geovetarcentrum Geovetarcentrum 031-786 19 56 031-786 19 86 Göteborg University S 405 30 Göteborg Guldhedsgatan 5A S-405 30 Göteborg SWEDEN

Abstract Saltwater intrusion can constitute a major threat for drinking water supply in coastal areas worldwide. The Swedish west coast is a popular area for housing, both permanent and holiday living. Many of the most popular areas are dependent on limited private water supplies, since long distances and high costs prevent connection to municipal water. Increased extraction from these limited groundwater supplies may result in saltwater intrusion. The aim of this report has been to evaluate the occurrence of saltwater intrusion along the Swedish west coast. The report deals with the pre-requisites for, and the possible causes, of saltwater intrusion in three Swedish municipalities, Uddevalla, Kungälv and Öckerö, all of which are situated on the west coast. The report consists of a literature review, an assessment of water analyses on wells from Kungälv and an analysis of data collected from a well in the Bohus-Björkö area. Both Uddevalla and Kungälv municipalities describe problematic occurrences of high chloride concentrations in private water supplies. The probability for occurrences of saltwater intrusion in a well, in the studied areas, are shown to associate foremost on the distance to the coast. Increased extraction from these wells may intensify the problem. It is not possible to predict what consequences saltwater intrusion may have on freshwater supplies in the long run, since the dimensions of the problem are almost impossible to determine today. In the near future, though, the water resources will be under larger pressure due to an increase in population. This might lead to some wells becoming unfit to use. Key words: saltwater intrusion, drinking water, groundwater, Kungälv, Uddevalla, Öckerö, Sweden 1

Sammanfattning Saltvatteninträngning utgör ett hot mot dricksvattenförsörjningen i världens kustområden. Västkusten är ett populärt område för både fritids- och åretruntboende. Samtidigt är många av de populära områdena beroende av mindre enskilda vattentäkter, eftersom långa avstånd och höga kostnader begränsar möjligheten för anslutning till kommunalt vatten. Ökande uttag av grundvatten från redan begränsade tillgångar leder till att frekvensen av inträngning av saltvatten i färskvattenbrunnar kan öka. Denna studie har som syfte att evaluera förutsättningar och möjliga orsaker för förekomsten av saltvatteninträngning längs Sveriges västkust. Främst behandlas förutsättningarna för, och orsaker till, saltvatteninträning i Uddevalla, Kungälv och Öckerö kommuner, vilka alla befinner sig längs Sveriges västkust. Studien består av en sammanställning av litteratur, behandling av befintlig analysdata från Kungälv, samt analysering av data insamlad från en brunn på Bohus-Björkö. Förekomst av saltvatteninträngning till den grad att det utgör ett problem för enskilda brunnar finns beskrivet för både Uddevalla och Kungälvs kommuner. Rapporten visar på att sannolikheten för saltvattenpåverkan i de undersökta områdena främst kan associeras till vattentäktens avstånd till havet, samt att överuttag i dessa områden kan öka frekvensen av saltvattenpåverkade brunnar. Konsekvenserna för färskvattenförsörjningen på lång sikt går inte att förespå, då magnituden av problemet inte är känd. Det går dock att säga att på kort sikt kommer ökad inflyttning till kusterna att öka trycket på vattenresurserna. Ett ökat tryck ökar förekomsten av saltvattenpåverkade brunnar, och kan leda till att enskilda färskvattentäkter blir otjänliga. Nyckelord: saltvatteninträning, dricksvatten, grundvatten, Kungälv, Uddevalla, Öckerö, Sverige 2

Förord Denna kandidatuppsats skrevs under andra halvan av våren 2015, inom institutionen för Geovetenskaper på Göteborgs universitet. Uppsatsen skulle aldrig ha kunnat genomföras utan tålamodet och stödet från min handledare, Roland Barthel, vars intresse och värdefulla input under processen, har gjort det här arbetet möjligt. Ett stort tack också till Henrik Pindamo och Tove Erlandsson för korrekturläsning och oumbärliga reflektioner. Jag skulle också vilja tacka Malte Grahm och Mikael Fischer, vid Kungälvs kommun, samt Tony Grantz, vid Väst Vatten, för att ha letat upp och tillhandahållit data för detta projekt. Dessutom vill jag tacka Oscar Oscarsson för all hjälp med logistik, kontakter och andra praktiska insatser i samband med fältarbetet. 3

Innehållsförteckning Abstract... 1 Sammanfattning... 2 Förord... 3 1 Introduktion... 6 1.1 - Bakgrund... 6 1.2 - Syfte... 7 1.3 - Frågeställningar... 7 1.4 - Avgränsning... 7 2 - Metod... 8 2.1 - Metodval... 8 2.2 - Bedömningsgrunder för saltvatteninträngning... 8 2.3 - Datainsamling... 9 2.4 - Fältstudie... 10 2.5 - Analys... 10 2.5.1 - Kungälv... 10 2.5.2 - Björkö... 12 3 - Litteraturstudie... 14 3.1 - Saltvatteninträngning... 14 3.2 - Faktorer som påverkar sannolikheten för saltvatteninträngning... 17 3.3 - Saltvatteninträngning - Sverige... 18 3.4 - Saltvatteninträngning Västkusten... 19 3.5 - Klimatförändringar... 20 3.6 - Fallstudie - Uddevalla kommun... 21 4 Resultat och analys... 24 4.1 - Resultat Kungälv... 24 4.1.1 - Områdesbeskrivning... 24 4.1.2 Resultat och analys... 25 4.2 - Resultat Bohus-Björkö... 32 4.2.1 - Områdesbeskrivning... 32 4.2.2 - Resultat och analys... 35 5 Diskussion... 45 5.1 - Förekomsten av saltvatteninträngning i västsvenska kommuner.... 45 4

5.2 - Faktorer för saltvatteninträngning på Sveriges västkust... 45 5.3 - Konsekvenser av saltvatteninträngning för färskvattenförsörjningen... 47 6 Slutsats... 49 6.1 Vidare forskning... 49 Referenser... 50 Bilaga A - Beräkningar... 54 Bilaga B Strukturkartor... 59 Bilaga C Risk för saltvatteninträngning Kungälv... 60 Bilaga D Rådata Kungälv... 61 Bilaga E Bedömningsgrunder för grundvatten... 65 5

1 Introduktion 1.1 - Bakgrund Färskt dricksvatten och en säker vattenförsörjning är avgörande för att ett samhälle ska fungera och överleva (Göteborgsregionens kommunalförbund, 2014). Färskvatten kan dock förorenas av saltvatten (Ranjan et al., 2006), både från relikt saltvatten under högsta kustlinjen, och från recent havsvatten vid kusterna. Salt grundvatten finns i både sedimentär och kristallin berggrund, såväl som i sand- och grusavlagringar (Lindewald, 1981). I Sverige finns inte så många områden med sedimentär berggrund, men alla dessa områden har problem med salt grundvatten (ibid.). I områden med kristallin berggrund förekommer problem med salt grundvatten främst i områden där lertäcken övertäcker berggrunden (ibid.). Vägsalt kan också vara en källa för förhöjda salthalter (Boman & Hansson, 2004). I kustområden kan recent havsvatten tränga in i grundvattnet genom sprickor i berggrunden (ibid.). Sprickor krävs för att grundvattnet ska komma i direktkontakt med havsvattnet (ibid.). Sprickors orientering och frekvens spelar också en stor roll. Berggrund med stor sprickbildning ökar till exempel risken för inträngning av recent havsvatten, jämfört med bergrund med begränsad sprickbildning (Boman & Hansson, 2004). Föroreningen av färskvatten från recent havsvatten brukar kallas för saltvatteninträngning. Saltvatteninträngning är ett globalt problem som utgör ett stort hot mot färskvattenresurser i kustområden världen över. Benämningen används både för rörelsen av havsvatten in mot land i ytnära färskvattensystem, exempelvis floder, och rörelsen av havsvatten in i färskvattenakvifärer. Enligt Werner et al. (2013) resulterar en saltvattenhalt på mindre än 1 % (~250 mg/l Cl - ) i att vattnet inte längre kan användas som dricksvatten. Att reversera denna situation, till exempel att ta bort saltet från en akvifär med naturlig infiltration, är nästan omöjligt inom mänskliga tidsramar (Werner et al., 2013). Områden där saltvatteninträngning kan förekomma karaktäriseras av ett undre lager med salt grundvatten vilket bär upp ett stabilt lager av färskt grundvatten (Fetter, 2001). Systemet är dock mycket känsligt för både inre och yttre förändringar. Enligt Barlow (2003) är det idag främst en sänkning av grundvattennivån genom överpumpning som får saltvatten att tränga in i kustnära områden. Framtida klimatförändringar och medföljande havsnivåhöjning kan komma att intensifiera inträngningen av havsvatten. En höjning av havsnivån, en sänkning av grundvattennivån, eller en kombination därav, orsakar en förflyttning av gränsskiktet mellan salt- och färskvatten uppåt, mot land. Detta i sin tur leder till att platser som tidigare haft färskt grundvatten får salt vatten (Werner et al., 2013). I Sverige är det få kommuner som hämtar större kvantiteter av sitt grundvatten för offentlig dricksvattenförsörjning från akvifärer vid kusten (Göteborgsregionens kommunalförbund, 2014). Problem med saltvatteninträngning kan ändå påverka svenska kustkommuner genom det ökande antal sommarstugor och permanenta bostäder med enskilda brunnar som finns 6

längs med kusten. Enskilda brunnar skapar ett högt tryck på grundvattenresurser, framförallt på sommaren och under perioder med låg eller ingen naturlig infiltration (Boman & Hansson, 2004). Många enskilda brunnar är borrade direkt i berggrunden, vilken oftast har låg porositet och låg hydraulisk konduktivitet (ibid.). Detta innebär att även låga pumphastigheter kan leda till kraftiga sänkningar av grundvattennivån. I Sverige, särskilt på västkusten, är kunskapen kring saltvatteninträngning och problematiken som omgärdar fenomenet fortfarande mycket begränsad. Hittills finns ingen större vetenskapligt baserad utvärdering av saltvatteninträngning på västkusten, utan enbart lokala undersökningar i enskilda kustkommuner. 1.2 - Syfte Huvudsyftet är att tolka förutsättningar för, och orsaker till saltvatteninträngning på Sveriges västkust, samt ge en översikt över förekomsten av saltvatteninträngning i västsvenska kommuner. Detta genom att genomföra en inledande hydrogeologisk underökning på utvalda platser. 1.3 - Frågeställningar 1. Hur kan förekomsten av saltvatteninträngning se ut i västsvenska kommuner idag? 2. Vilka faktorer kan tänkas påverka förekomsten av saltvatteninträngning på Sveriges västkust? 3. Vilka konsekvenser för färskvattenförsörjningen kan saltvatteninträngning medföra på kort och lång sikt? 1.4 - Avgränsning Då tiden för genomförandet av ett kandidatarbete är begränsad har studien avgränsats till tre kommuner längs västkusten. Fokus ligger, av samma anledning, på att studera inträngning av recent havsvatten, även om saltvatteninträngning från relikt saltvatten också är ett problem under högsta kustlinjen. 7

2 - Metod 2.1 - Metodval I den här rapporten har tre huvudmetoder använts. En litteraturstudie gjordes för att studera vad saltvatteninträngning innebär och hur förekomsten av saltvatteninträngning kan se ut i västsvenska kommuner. Vidare har, för att undersöka vilka faktorer som kan inverka på förekomsten av saltvatteninträngning på västkusten, två kommuner använts som fallstudier. Fallstudieområdet omfattar Öckerö och Kungälvs kommuner vilka båda tillhör Västra Götalandsregionen. För Kungälv gjordes en analys av tidigare data, då det inte var ekonomisk eller tidsmässigt möjligt att samla in egen data i den omfattningen. För Öckerö kommun gjordes en fältstudie på Bohus-Björkö. Båda kommuner innefattar stora kustzoner vilket är av intresse när inträngning av havsvatten skall undersökas. Uddevalla kommun har använts som primär litteraturstudie då ett antal undersökningar gjorda på kommunens uppdrag fanns tillgängliga. Litteraturstudien över Uddevalla genomfördes för att få en djupare inblick i hur förekomsten av saltvatteninträngning kan se ut i en västsvensk kommun, samt vilka problem saltvatteninträngning kan medföra för kommunen. Fallstudien rörande Kungälv är både menad att belysa hur situationen gällande saltvatteninträngning ser ut idag i kommunen, samt att undersöka vilka faktorer som eventuellt påverkar sannolikheten för saltvatteninträning i kustnära områden. Eftersom fallstudien i Kungälv endast ger en ögonblicksbild, då ingen kontinuerlig mätning fanns att tillgå i området, så genomfördes också en fältundersökning på Bohus-Björkö. Fältstudien på Bohus-Björkö baseras på en kontinuerlig mätning samt ett pumptest. Genom kontinuerlig mätning förväntades indikationer ges på hur ett specifikt system varierar över tid och i samband med förändringar i havsnivå. Ett pumptest genomfördes för att ge en bild av hur systemet reagerar på stress och för att ge en indikation om huruvida det förekommer en risk för att brunnen ska bli märkbart påverkad av havsvatten. 2.2 - Bedömningsgrunder för saltvatteninträngning I Sverige bedöms saltvatteninträngning generellt efter vattnets elektriska ledningsförmåga eller vattnets kloridhalt vilka båda ger indikationer på mängden lösta salter i grundvattnet. Kloridhalt är den mest använda indikatorn på närvaro av saltvatten, då det är det enklaste sättet att påvisa saltvattenpåverkan (Kumar, 2006). Även elektrisk konduktivitet används frekvent, eftersom det finns ett samband mellan hur hög konduktiviteten är och mängden salt i vattnet (Chong et al., 2014). Om ett prov uppvisar hög elektrisk konduktivitet, bör en analys över kloridhalt genomföras (SGU, 2013). I data för Kungälvs kommun var kloridhalten uppmätt, varför den också har använts i analysen. För fältundersökningen så mätte de instrument som fanns tillgängliga, istället elektrisk konduktivitet, varpå konduktiviteten använts som indikator på saltvattenpåverkan i fältanalysen. 8

Sveriges geologiska undersöknings (SGU) bedömningsgrunder för kloridhalt och elektrisk konduktivitet visas nedan, i tabeller 1 och 2 (SGU, 2013). Samtliga bedömningsgrunder finns presenterade i bilaga D. Tabell 1. Tillståndsklassning för kloridhalt i grundvatten (SGU, 2013). Klass Tillstånd Cl (mg/l) Grad av påverkan Kommentar 1a Mycket låg halt <5 Ingen eller obetydlig 1b Låg halt 5-20 Ingen eller obetydlig 2 Måttlig halt 20-50 Måttlig 3 Relativt hög halt 50-100 Påtaglig 4 Hög halt 100-300 Stark Tjänligt med anmärkning vid allmän och enskild vattenförsörjning 5 Mycket hög halt 300 Mycket stark Risk för smakförändringar Tabell 2. Tillståndsklassning för konduktivitet i grundvatten (SGU, 2013). Klass Tillstånd Konduktivitet Grad av påverkan Kommentar (ms/m) 1a Mycket låg halt <10 Ingen eller obetydlig 1b Låg halt 10-25 Ingen eller obetydlig 2 Måttlig halt 25-50 Måttlig Vanligt i brunnar i såväl jord som berg 3 Relativt hög halt 50-75 Påtaglig Relativt vanligt i bergborrade brunnar 4 Hög halt 75-150 Stark 5 Mycket hög halt 150 Mycket stark 2.3 - Datainsamling Litteraturstudien rörande Uddevalla är baserad på skriftliga utredningar som gjorts antingen av kommunen själv, eller av konsultbolag på uppdrag av kommunen. Studien är en sammanfattning av tidigare undersökningar i området. Provtagningsdata från Kungälv, samt tidigare utredningar som gjorts på uppdrag av kommunen, har tillhandahållits av Kungälvs kommun, VA och renhållningskontoret. Majoriteten av proven är tagna under sommaren 2014 på uppdrag av Kungälvs kommun. Dessa data omfattar 159 brunnar i kustzonen och älvdalen varav 155 stycken går att placera efter koordinater och 116 stycken har ett uppmätt brunnsdjup. Data som beskriver djup fanns i vissa fall inskriven i befintlig data, i övrigt har den hämtats ur SGU:s brunnsarkiv. SGU:s brunnsarkiv är inte komplett, eftersom det först 1979 blev lag på att anmäla anläggning av nya brunnar. Brunnar äldre än 1979 kan alltså saknas i arkivet. Koordinaterna för GIS-analysen har framtagits ur SGU:s brunnsarkiv och från Eniro.se, då endast adress och fastighetsbeteckning fanns tillgänglig i befintlig data. Koordinatsystemet som använts är SWEREF99 TM. Provtagningsdata från Bohus-Björkö omfattar endast en provtagningspunkt där data beträffande konduktivitet, vattennivå och temperatur, samt vattenprover samlats in i fält. Data gällande nederbörd, lufttemperatur och havsvattenstånd har laddats ner från Sveriges 9

meterologiska och hydrologiska institut (SMHI, www.smhi.se), för att kunna bedöma vilka faktorer som påverkar variationer i elektrisk konduktivitet i brunnen. 2.4 - Fältstudie För att ta reda på hur ett specifikt system kan variera över tid, i relation till förändringar i havsnivå så har elektrisk konduktivitet, temperatur och vattennivå har, under en bestämd period, kontinuerligt uppmätts i en brunn i Bohus-Björkö hamn. Vidare har också havsnivån i den intilliggande hamnen mätts under samma period. Detta för att få en indikation på om brunnen kunde vara påverkad av havsvattnet i hamnen, och för att ytterligare utreda förekomsten av saltvatteninträngning på västkusten. Brunnen mättes först manuellt under ca två veckor. Elektrisk konduktivitet och temperatur mättes med konduktivitetsmätaren EC30A, medan havs- och vattennivån mättes med ett ljus-lod. Efter dessa mätningar installerades ett mätinstrument i form av en CTD-Diver, vilket med en frekvens på 10 min kontinuerligt mätte grundvattennivå, konduktivitet samt temperatur hos vattnet. Havsvattennivån mättes manuellt under hela mätperioden. Vid några av provtagningstillfällena samlades vattenprov in i provflaskor för att utföra vattenanalys rörande förekomsten av olika grundämnen i vattnet. Ett pumptest genomfördes i början av maj. Vatten pumpades då kontinuerligt ur brunnen under ca två timmar. Under testet mättes vattennivå och konduktivitet både manuellt och med en installerad CTD-Diver. CTD-Divern mätte med en frekvens på 1 min. Vattenprover samlades vidare in i anslutning till pumptestet; ett under själva testet, ett ca åtta timmar senare och ett efter sex dagar, för att se om någon påverkan på andra grundämneskoncentrationer i vattnet förekom. Dessa prover hann tyvärr inte bli analyserade inom ramen för arbetet. Pumptestet förväntades ge en indikation på hur systemet reagerar på stress från överpumpning, samt om denna stress kan föranleda en inströmning av havsvatten. Detta kan både ge en ytterligare indikation på om någon förbindelse finns mellan grundvattenakvifären och havet. Mätningar gjordes också kring brunnens storlek och nivåskillnaden för grundvattennivån gentemot havsnivån. Nivåskillnaden har sedan använts för att kunna korrelera grundvattennivån och havsvattenstånd till en gemensam referenspunkt och på så sätt kunna utläsa hur de relaterar till varandra. Övriga mätningar kring brunnen gjordes för att bygga vidare beskrivningen av hur systemet i stort fungerar. En översiktlig studie av berggrunden bakom, och runt, brunnen har också genomförts för att bättre beskriva de geologiska förutsättningarna. Sprickors orientering mättes inom ett mindre område, med kompass medelst högerhandsregeln, som stickprov. Detta för att för en indikation i vilken grad berggrunden kan hålla grundvatten, och också möjligheten till att berggrunden då kan släppa igenom havsvatten. 2.5 - Analys 2.5.1 - Kungälv En GIS-analys har först utförts med avseende på placeringen av de brunnar som har en förhöjd kloridhalt. En vidare analys har sedan gjorts, enligt Aronssons (2013) klassificering för bergborrade brunnar på södra Finnö i Östergötland, för att bedöma enskilda brunnars sannolikhet att vara eller bli påverkade av saltvatteninträngning. En tillståndsklassificering 10

gjordes då gällande brunnens djup, höjd över havet och avstånd till strandlinjen. Om brunnarna skall kunna klassificeras så måste tydliga gränsvärden ges för alla faktorer. Eftersom inga tydliga gränser existerar så har resultaten analyserats enligt Aronssons (2013) gränser, i tabell 3. Tabell 3. Grunder för tillståndsklassificering av saltvattenpåverkan (Aronsson, 2013). Faktorer Gräns för ökad sannolikhet Brunnens djup 80 m Höjd över havet 10 m Avstånd till strandlinjen 100 m Dessa gränser är på intet sätt definitiva utan fungerar här som ett analysverktyg. En brunn som är 79 m djup eller ligger 11 m från kusten är på intet sätt mindre sannolik att vara utsatt för, eller riskera att påverkas av saltvatteninträngning. Utifrån Aronssons (2013) gränsvärden har varje brunn, där också data för brunnsdjup fanns tillgänglig, tilldelats en tillståndsklass beroende på hur många gränsvärden brunnen uppfyller. Uppfylls ett gränsvärde (det vill säga om brunnen antingen är mer än eller 80 meter djup, ligger mindre än eller 10 m över havet eller ligger närmare än eller 100 m från strandlinjen) har brunnen klassats som klass 1. Uppfylls två gränsvärden har brunnen tilldelats klass 2, och uppfylls alla tre så har brunnen klassificerats som 3. Om en brunn inte uppfyller något gränsvärde har ingen klass tilldelats. Detta har gjorts för att ge en indikation på vilka spatiala faktorer som främst kan tänkas spela in på en eventuell ökad känslighet för att saltvatten ska tränga in vid överuttag eller havsnivåhöjningar. Faktorerna i tabell 3 är betydande för brunnens utsatthet enligt Boman & Hanson (2004), varför de också använts av Aronsson (2013). Pågrund av att dessa faktorer är relativt enkla att finna information kring, och att tid inte fanns till att tillräckligt undersöka fler faktorer så har faktorerna i tabell 3 också använts i denna rapport. Fler faktorer spelar givetvis in i sannolikheten för att en brunn skall ha en förhöjd sannolikhet att påverkas av saltvatten, och modellen är en förenkling. För att kunna dra några slutsatser kring vilka områden som kan tänkas ha en förhöjd sannolikhet att påverkas av saltvatten så behöver fler faktorer vägas in. Viktigast är de geologiska förutsättningarna i form av berggrund och sprickbildning, samt grundvattenmagasinets egenskaper i stort. Ju fler faktorer som vägs in, desto mer trovärdig blir bedömningen. ArcGIS har vidare använts till att ta reda på om det kan finnas något samband mellan berggrund eller jordart och brunnens kloridhalt. Detta genom att omvandla SGU:s berggrundskarta samt jordartskarta till raster, för att kunna göra en jämförelse med enskilda brunnars kloridvärden och underliggande berggrund och jordart. Denna analys är endast en uppskattning då den utförts genom kommandot Points to Values och inte tar hänsyn vare sig till jorddjup eller till brunnens djup. Vattenanalysdata från Kungälv innefattade inte enbart kloridhalt varför en korrelationsanalys mellan kloridhalt och övriga analyserade kemiska parametrar gjordes. Detta för att utröna om något samband fanns mellan kloridhalt och förhöjda värden av någon annan parameter. Regressionsanalyser på korrelationerna gav information kring den statistiska tillförlitligheten. 11

Kloridhalten korrelerades också med brunnsdjup, höjd över havet och avstånd från strandlinjen. Detta för att kunna se hur förhållandet mellan kloridhalt och ovan nämnda faktorer ser ut i området. Vidare ger denna korrelation en indikation på hur väl Aronssons (2013) tillståndsklassning kan antas stämma med verkligheten i de mätta brunnarna. Frekvensen av olika uppmätta kloridvärden har analyserats, enligt SGU:s gränsvärden, i ett histogram. 2.5.2 - Björkö En GIS-analys har gjorts för att visa brunnens placering i relation till topografin i närområdet, samt för att beskriva områdets geologi. Detta gjordes för att ge en bild av hur förutsättningarna för grundvattenbildning och tillrinning till brunnen kan se ut. Närmare bestämt; varifrån kan grundvattnet tänkas komma, och kan akvifären tänkas vara kopplad till havsvattnet i hamnen. För att beskriva berggrundens dominerande sprickbildning analyserades insamlad data över strykning och stupning, som stereonät i programmet Stereoplot 9 (Allmendinger, Cardozo & Fisher, 2012). Vattenprover från brunnen analyserades med IC-PMS (Inductively coupled plasma mass spectrometry). Detta för att ge en uppskattning om brunnens vattenkvalité utöver den elektriska konduktiviteten. För att analysera fältmätningar gällande elektrisk konduktivitet och grundvattennivå så hämtades data på havsvattenstånd och nederbörd från SHMI:s öppna data (www.smhi.se). Eftersom inga stationer finns på Bohus-Björkö togs data från närmast liggande station. Nederbörds- och lufttemperaturdata kommer därför från stationen på Vinga och havsvattenstånd från Torshamnen. All SMHI-data som använts är med timvis upplösning. Beräkningar gällande brunnens volym och de vattenmängder som varit i rörelse under pumptestet finns presenterade i bilaga A. Alla nivåmått för vattnet i brunnen är för dessa beräkningar tagna från data från CTD-Divern. Brunnens hela volym, volymen hos den vattenmassa som fanns från start, samt den volym som avlägsnades under pumpningen beräknades med integral för volymen hos en elliptisk kon, figur 1 visar en principskiss för de olika volymerna. Figur 1. Principskiss över brunnens dimensioner, och vattenmassor, samt en bild på brunnens insida. (Egen skiss och privat foto). 12

Där: z min = botten av brunnen z max = brunnens totala djup z 1 = grundvattennivån efter pumptest z 2 = grundvattennivån innan pumptest a min = den minsta transversaxeln b min = den minsta konjugataxeln a max = den största transversaxeln b max = den största konjugataxeln Vidare beräknades den totala vattenmassan som pumpades ut med hjälp av det uppskattade flödet från pumpen, volymen mellan z 1 och z 2 i figur 1, samt hur lång tid det tog för vattennivån att återställas till nivån innan testet. Med hjälp av detta kunde mängden grundvatten som tillkom under processen, det vill säga hur pass högt grundvattenflödet är, estimeras. En hydraulisk konduktivitet uppskattades också utifrån grundvattenflödet och den vertikala ytan under grundvattennivån i brunnen (se bilaga A). Resultatet är en relativt grov uppskattning då pumphastigheten minskade under testets gång. Även brunnens geometri är grovt uppskattad då brunnens väggar är grova och ojämna. Vidare är flödesmekanismerna under och efter pumptestet inte de samma, vilket också inverkar på resultatens precision. 13

3 - Litteraturstudie 3.1 - Saltvatteninträngning Salt grundvatten innehåller en större mängd lösta mineral än färskvatten och har därför högre densitet (Fetter, 2001, s331-337). Salt grundvatten kan vara relikt, och härstammar då från den senaste istidens avsmältning, då områden under högsta kustlinjen i perioder var täckta av saltvatten (Lindewald, 1981). Det salta vattnet har i samband med landhöjningen trängt ner, och blivit kvar, i sprickor i berggrunden, där det idag finns kvar under färskvattenmagasin (Boman & Hansson, 2004). Salt grundvatten kan också ha recent ursprung, från havsvatten. I en öppen kustakvifär kan salt havsvatten, på grund av sin högre densitet, tränga in under färskvattnet, där det bildar en zon med salt grundvatten, vilket visas i figur 2. Figur 2. Förenklad skiss av gränssnittet mellan salt och färskt vatten, samt Ghyben-Herzberg principen (Barlow, 2003). För att uppskatta hur djupt det är till saltvatten används Ghyben-Herzberg principen (figur 2), vilken gäller för öppna kustakvifärer där saltvatten kan tränga in. Ekvation 3.1 beskriver förhållandet mellan salt och färskt grundvatten. Denna ekvation resulterar i ett förhållande där z är ca 40 gånger större än h. Om grundvattennivån sjunker med 1 meter så höjs alltså gränsytan mellan salt och färskt vatten med ca 40 meter. Detta betyder också att om grundvattennivån sjunker till samma nivå som havsytan så försvinner färskvattnet helt och hållet; om z=0 så är h=0 (Reilly & Goodman, 1985; Fetter, 2001; Barlow, 2003). Ekvationen är dock baserad på ett antal förenklande förutsättningar, som att akvifären är homogen och hydrostatisk. Vidare antas en skarp avgränsning mellan salt och färskt grundvatten, samt att den hydrauliska trycknivån är densamma vid grundvattenytan som vid gränsskiktet, vilket inte är fallet i verkligheten (Reilly & Goodman, 1985; Barlow, 2003). Där: ekvation (3.1) ρ f = färskvattnets densitet ρ s = saltvattnets densitet 14

z = djupet på sötvattenreserven under havsnivån h = grundvattennivåns höjd över havet Mellan det salta och det färska grundvattnet bildas en övergångszon av bräckt vatten (Reilly & Goodman, 1985; Barlow, 2003). I denna övergångszon blandas färskt och salt grundvatten (figur 3). Blandningen av färskt och salt vatten inducerar en cirkulation där en del av saltvattnet fångas upp av det ovanliggande färskvattnet och återvänder till havet. Detta leder till att ytterligare saltvatten kan tränga in mot övergångszonen (Reilly & Goodman, 1985; Barlow, 2003). Denna övergångszon kan sträcka sig flera meter (Trabelsi et al., 2013). Figur 3. Flödesmönster för grundvatten i en ideal kust-akvifär. Cirkulation av saltvatten från havet till övergångszonen och tillbaka induceras genom en blandning av färskt och salt vatten i övergångszonen (Barlow, 2003). Saltvatten kan kontaminera en akvifär på flera sätt. De vanligaste är; genom horisontell strömning från havet, vertikal uppträngning av relikt saltvatten under akvifären, samt nedträngning från salt kustvatten (Barlow, 2003). När detta sker minskar mängden av och lagringsutrymmet för färskt grundvatten. Situationen kan om den tillåts fortgå dessutom leda till att färskvattentillgångar förstörs helt, då vattenkvalitén oåterkalleligt försämras (Barlow, 2003; Kumar, 2006). När det gäller bergborrade brunnar så krävs det att bergrunden är sprickbärande för att det ska finnas någon kontakt med havsvatten (Boman & Hansson, 2004). Om för mycket vatten pumpas ur en borrad brunn, och grundvattenytan sänks för mycket (jämför figur 2 och 3 samt ekvation 3.1), induceras ett hydrauliskt flöde in mot land, varpå havsvatten kan tränga in i grundvattnet genom sprickor i berggrunden (ibid.). Salt grundvatten kan även tryckas upp i en brunn via sprickor i berggrunden om dessa når ner under saltvattengränsen när sötvatten dränerats ut genom pumpning (Lång, 2003). När vatten pumpas ut ur en brunn skapas en obalans som gör att saltvattnet, med sin högre densitet, kan 15

förflytta sig uppåt i brunnen (Reilly & Goodman, 1985, 1987). En överblick över detta fenomen ges i figur 4. Figur 4. En principskiss över hur salt vatten kan trycka upp genom sprickor i berggrunden (Lång, 2003). Områdets geologi och brunnens placering i relation till sprickzoner, förkastningszoner, samt sprickfrekvens och sprickors orientering, spelar sålunda stor roll när det gäller dess känslighet för saltvattenpåverkan (Upmanis, 1999; De Silva & Hohne, 2005). Detta har också påvisats av Trabelsi et al. (2013) som beskriver hur saltvatteninträngning i ett specifikt studieområde följer förkastningar och spricksystem. Klorid i grundvatten är enligt Livsmedelsverkets (2014) klassning inte hälsofarligt i skalan 0-300 mg/l. Orsaken till att det klassas som kvalitetsförsämrande är att vattnet får en dålig smak, vid 300 mg/l, samt blir korrosivt, vid 100 mg/l (Lång, 2003). Vid 50 mg/l anses vattnet vara saltvattenpåverkat (SGU, 2013; Livsmedelsverket, 1014). Världshälsoorganisationens gräns för acceptabelt dricksvatten ligger på 250 mg Cl/l, då smakförändringar anses försämra vattnets kvalité. Ett gränsvärde för att dricksvatten skall anses otjänligt eller hälsovådligt på grund av förhöjd kloridhalt saknas i alla, för Sverige idag gällande, riktlinjer (Boman & Hansson, 2004; SGU, 2013; Livsmedelsverket, 2014). Höga kloridhalter återföljs dock i allmänhet av höga natriumhalter, någon som kan påverka hälsan negativt, då det kan leda till högt blodtryck (Lång, 2003; Chong et al., 2014). Gränsen för hälsoeffekter gällande blodtryck är enligt Olofsson & Fleetwood, citerade i Sazvar (2010), 180 mg Cl/l. Varken Världshälsoorganisationen (WHO, 2004), eller Europeiska unionens direktiv 1998/83/EG för dricksvatten har satt någon gräns för hälsoeffekter gällande kloridhalter i grundvatten. Allt för höga kloridhalter, om till exempel en brunn skulle bli helt fylld av recent havsvatten, är dock hälsofarligt och leder till akut uttorkning. Dessutom kan korrosion av ledningar orsaka urlakning av tungmetaller i dricksvattnet (Boman & Hansson, 2004). Lång (2003) beskriver också hur koncentrationen av vissa kemiska parametrar kan ge en indikation på ursprunget hos salter i vattnet. Höga halter av kalcium och magnesium i relation till hög elektrisk konduktivitet kan, enligt Lång, tyda på en lång uppehållstid i kalkhaltiga 16

jord- och bergarter. En hög koncentration av sulfatjoner kan ha sitt ursprung i nederbörd, men riktigt höga halter har i allmänhet geologiskt ursprung (ibid.). 3.2 - Faktorer som påverkar sannolikheten för saltvatteninträngning Det finns faktorer kan störa balansen mellan färskt och salt vatten vilket kan föranleda saltvatteninträngning. Mänsklig aktivitet så som överpumpning, bortledande av färskvatten i kanaler (Barlow, 2003; Kumar, 2006) såväl som konsekvenser av klimatförändringar (Werner, 2013), där exempelvis en höjning av havsnivån (jämför figur 2 och ekvation 3.1) och förändrade nederbördsmönster är de främsta av dessa. Det finns också faktorer som kan påverka sannolikheten för saltvatteninträngning om, eller när, balansen störs, enligt Boman & Hansson (2004) och Aronsson (2013), är vidare som följer nedan. Brunnens topografiska läge - Det topografiska läget är enligt Boman & Hanson (2004) en av de mest avgörande faktorerna för sannolikheten för saltvatteninträngning. Nära kusten är det troligare att havsvatten ska strömma in i akvifären ju lägre brunnen är belägen, eftersom grundvattennivån då också hamnar lägre (figur 2 och ekvation 3.1). Brunnens avstånd till strandlinjen - Ju närmare brunnen är havet, desto högre är också sannolikheten att havsvatten ska kunna tränga in i akvifären. Områden nära havet ligger ofta lågt, dessutom ligger de också i närmare direkt anslutning till havet, vilket ger öppna akvifärer en koppling till havsvattnet, jämför figur 2. Brunnsdjup - Ju djupare en brunn är, desto större är generellt sannolikheten för att den skall bli påverkad av saltvatten. Detta eftersom det är troligare att en djup brunn når ner till den bräckta övergångszonen i kustnära områden, se figur 2. Detta gäller också inlandet där sannolikheten för att stöta på relikt saltvatten ökar med brunnens djup. Statistiskt underlag från KTH visar enligt Boman & Hanson (2004) att sannolikheten för att saltvatten skall tränga upp i brunnen, ökar markant när brunnen är djupare än 80 m. Säsongsvariationer Det är viktigt att beakta vilken tid på året som provtagningar görs eftersom problem med saltvatteninträngning ofta är större på sommaren (Boman & Hansson, 2004). Detta delvis eftersom det normalt inte sker någon nybildning av grundvatten på sommaren, då nästan all nederbörd avdunstar eller tas upp av växter (Lång, 2003). Vidare sker också det största uttaget under sommaren, då fritidshus används mest frekvent och det är populärt att vistas vid kusten. Grundvattenmagasinen töms då successivt vilket också successivt kan öka saltvattenpåverkan (Boman & Hansson, 2004). Jordlagerförhållanden Möjligheterna för nederbörden att infiltrera berggrunden är bättre om de täcks av jordlager, eftersom vattnet då inte avleds från markytan lika snabbt (Boman & Hansson, 2004). Här spelar jordlagrets sammansättning in. Ett jordlager med hög hydraulisk konduktivitet, så som grus och sand, leder till högre infiltration än ett lager med låg hydraulisk konduktivitet, så som lera. Grundvattenmagasinets egenskaper Hur grundvattenmagasinet ser ut och fungerar påverkar också hur känsligt det är. Om infiltrationsmöjligheterna är bra och magasinet är stort är det mindre känsligt än om grundvattenbildnigen är låg och magasinet litet (Boman & Hansson, 2004). 17

Något som delvis går in under grundvattenmagasinets egenskaper, men också spelar en spatial roll är hur sprickbildningen i berggrunden ser ut, se figur 4. En mycket uppsprucken berggrund innebär att havsvatten lättare kan tränga in (Boman & Hansson, 2004). Också sprickornas orientering i förhållande till havet och grundvattenmagasinet eller brunnen spelar roll (Trabelsi et al., 2013). Grundvattenmagasinets eller brunnens avstånd till sprick- och förkastningszoner spelar också en central roll för förutsättningarna för saltvatteninträngning. En brunn som träffar en spricka med direkt anslutning till havet kan till exempel direkt och snabbt påverkas av saltvatten, medan en närliggande brunn som inte skär igenom någon spricka samtidigt är utan direkt påverkan. Den enda faktorn som mänsklig aktivitet kan påverka, är hur mycket vatten som extraheras i relation till hur snabbt färskt grundvatten återbildas (Barlow, 2003; Kumar, 2006). 3.3 - Saltvatteninträngning - Sverige I Sverige delas det centrala myndighetsansvaret för dricksvatten mellan Havs- och vattenmyndigheten (HaV), Sveriges geologiska undersökningar (SGU), Vattenmyndigheterna, Socialstyrelsen, Boverket och Livsmedelsveket. Livsmedelsverket har sedan 2009 ansvar för samordning (Göteborgsregionens kommunalförbund, 2014). Enligt Lindewald (1981) är majoriteten av brunnar med salt grundvatten i Sverige belägna under högsta kustlinjen. De värst drabbade regionerna innefattar de tätbefolkade Storstockholm, Storgöteborg, Skåne samt Gotland och Öland (Lindewald, 1981). Sannolikheten för ökade problem med saltvattenpåverkan torde då rimligtvis också vara mest överhängande i sagda områden. I Sverige har grundvattnet vanligtvis låga till måttliga kloridhalter, enligt SGU:s bedömningsgrunder. Medelvärdet ligger mellan 2 och 30 mg/l (Lång, 2003). Problem med höga kloridhalter i Sverige förekommer i områden under högsta kustlinjen där så kallat relikt saltvatten finns kvar i låglänta områden med långsam grundvattenomsättning (ibid.). Problemen förekommer också i anslutning till kustområden där möjligheterna till uttag påverkas av kopplingen till havet. Föroreningar från exempelvis vägsalt kan också påverka kloridhalten. Enligt plan- och byggnadslagen, PBL (3 kap 1 ) ska alla kommuner ha en aktuell översiktsplan. Bebyggelse ska vidare lokaliseras till mark som är lämpad för ändamålet, också med hänsyn till möjligheterna att ordna vattenförsörjning, avlopp och förebygga vattenföroreningar (PBL, 2 kap 5 ). Översiktsplanen är vägledande men inte rättsligt bindande. En koppling mellan översiktsplan och vattenförsörjningsplan är viktig för att dricksvattenintresset ska få genomslag (Göteborgsregionens kommunalförbund, 2014). Enligt förordning (1998:899) om miljöfarlig verksamhet och hälsoskydd (33 ) ska en bostad ha tillgång till vatten i tillräcklig mängd och kvalitet för att kunna upprätthålla en god hygien, samt för matlagning och direkt konsumtion. 18

3.4 - Saltvatteninträngning Västkusten Enligt Lång (2003) är problemet med salt grundvatten störst i kustkommuner. Kust- och skärgårdsområden är också mycket populära för såväl permanent som fritidsboende vilket leder till att problematiken kan intensifieras. En överblick över antalet kommuner med befolkning och en uppskattning av enskilda brunnar ges i figur 5. Figur 5. Översikt över västkustens kustkommuner. Här är även de två kommuner som undersökts i analysen inramade. Modifierad från SCB (Statistiska Centralbyrån). I Sydvästsverige bidrar nederbörd med högre kloridmängder än i övriga Sverige. Detta på grund av det marina inflytandet (Lång, 2003). Västkusten riskerar då ökade kloridhalter både från nederbörd och direkt från havet. Tillgången till dricksvattenreserver är ojämnt fördelad på västkusten, något som enligt Göteborgsregionens vattenutredning (2014) är särskilt tydligt i kustkommunerna Öckerö, Tjörn och delar av Kungälv och Stenungsund (Göteborgsregionens kommunalförbund, 2014). Dessa kommuner har starkt begränsad tillgång på lokala dricksvattenresurser. Inom, samt i nära anslutning till, Göteborgsregionen är tillgången till större naturliga grundvattentillgångar dessutom begränsad (ibid.) Regional samverkan är alltså en förutsättning för en hållbar och säker framtida vattenförsörjning. Inom Göteborgsregionen finns det områden där enskild vattenförsörjning är det enda rimliga alternativet, på grund av för långa avstånd eller för höga anläggningskostnader, till 19

kommunalt vatten. Dock finns det också delar av regionen, särskilt då kustzonen, där risk för kvantitetsproblem och saltvattenpåverkan kan göra det direkt olämpligt med enskild vattenförsörjning (Göteborgsregionens kommunalförbund, 2014). Dessa områden har ofta en tät permanent- och fritidsbebyggelse. Kustzonen saknar dessutom i princip helt grundvattenresurser tillräckliga för annat än lokal försörjning (ibid.). Göteborgsregionen, där Kungälv, Uddevalla och Öckerö ingår, har en vision om en trygg och långsiktigt hållbar vattenförsörjning, med målen; gott och hälsosamt vatten i kranen, säker tillgång till färskvatten av god kvalitet samt robusta vattenförsörjningssystem. Den enskilde ska ha tillgång till hälsosamt och gott vatten till en rimlig och förutsägbar kostnad (Göteborgsregionens kommunalförbund, 2014). Kommunerna ska därför enligt regionens direktiv stödja kommuninvånare med provtagning och vägledning. Dessutom ska kommunerna redovisa de områden där risk för bland annat saltvatteninträngning förekommer som underlag för exempelvis bygglovsärenden (ibid.). 3.5 - Klimatförändringar De klimatfaktorer som har störst påverkan på risken för saltvatteninträngning, är främst nederbörd och temperatur, vilka styr grundvattenbildningen och tillika grundvattennivån samt förändringar i havsnivån. IPCC ger i sin rapport från 2013, för alternativet med de högsta växthusgasutsläppen (RCP8,5), en estimerad havsnivåhöjning på mellan 52-98 cm till 2100. I detta scenario är inte effekten av en kollaps av västantarktiska istäcket inräknad. En sådan kollaps skulle istället innebära en havsnivåhöjning på 5-6 meter (Tol et al., 2006). En höjning av havsnivån skulle kunna påverka kustakvifärer på ett flertal sätt. När havsnivån stiger trängs havsvattnet mot land, vilket också skjuter på saltvattenzonen i kustakvifärer inåt land och uppåt mot färskvattenzonen (se figur 2). Detta skulle kunna accelerera redan pågående saltvatteninträngning i akvifärer och göra den oåterkallelig. Förändrade nederbördsmönster kan både motverka eller accelerera denna process (Barlow, 2003; Kumar, 2006; Maas, 2007). Stigande havsnivåer är en av de mer påtagliga konsekvenserna av klimatförändringar. Rent konkret kan en havsnivåhöjning ha en stor effekt på kommuner, genom att påverka såväl privata investeringar som infrastruktur. Bostäder, transport, sanitet och dricksvatten ligger alla i farozonen (Nicholls et al., 2007). Alla dessa verksamhetsområden är sådant som kommuner hanterar och planerar för. Därför är det viktigt att redan tidigt planera för de förändringar som kan komma att ske. Även om havsnivåhöjning är ett globalt problem, så är större delen av problemet sådant att det måste hanteras lokalt (von Oelreich et al., 2013). Von Oelreich et al. (2003) skriver vidare om hur kommuner finner det svårt att planera för något som inte är säkert om, när eller hur mycket det något kommer att påverka. Ingen är villig att vidta åtgärder mot något som kanske inte kommer ske, eller kanske inte blir så katastrofalt som förutspått. I Sverige är landhöjningen såpass stor att den helt eller delvis motverkar stigande havsnivåer för kusterna ovan södra Sverige (www.smhi.se). Detta betyder att havsnivåhöjningar som kommer av ett förändrat klimat inte nämnvärt förväntas påverka merparten av Sveriges kuster. 20

På västkusten har Västra Götalandsregionen antagit en havsnivåhöjning med en meter fram till 2100. I Göteborgsregionen torde landhöjningen kompensera för ungefär en tredjedel av denna höjning (Göteborgsregionens kommunalförbund, 2014). Göteborgsregionen, 2014, antar därför en stigande havsnivå på 70-75 cm till 2100, med detta beräknas också att extrema vattenstånd skulle kunna nå 240 cm över dagens normalvattenstånd. När det gäller effekter på dricksvattenförsörjningen så är stigande havsnivåer främst kopplade till saltvattenuppträngning i Göta älv (ibid.), där havsvattnet då tränger upp längs botten medan det lättare sötvattnet strömmar ut ovanpå (Svenskt vatten, 2007). Dessa problem resulterar redan idag i att råvattenintaget stängs i perioder. Om problemen blir värre kan intaget förväntas stängas oftare. Ett eventuellt ökat flöde i älven kan dock motverka delar av effekterna (Göteborgsregionens kommunalförbund, 2014). När det gäller nederbörd skriver Svenskt vatten (2007) att det, i och med klimatförändringarna, finns en påtaglig risk för torka under juli till september i hela södra Sverige. Mindre nederbörd under sommarhalvåret skulle göra att enskilda vattentäkter får ökade problem med vattentillgången under de månader då behovet är som störst. Detta skulle kunna intensifiera problem med saltvatteninträngning i redan utsatta områden (Svenskt vatten, 2007). 3.6 - Fallstudie - Uddevalla kommun Uddevalla kommun får sitt dricksvatten från två ytvattentäkter, Köperödssjöarna och Skarsjön, samt fem grundvattentäkter, Fagerhult, Kyrkebyn, Skredsvik/Gullmarsberg, Hässleröd och Skarsjön (Uddevalla kommun, 2012). Övrig vattenförsörjning sker via enskilda grundvattentäkter, vilka försörjer i stort sett alla hushåll som inte har kommunalt vatten. De vattentäkter som inte står under kommunal regi är idag inte klassade som vattenskyddsområden (ibid.). Antalet enskilda grundvattentäkter i kommunen är enligt SGU:s brunnsarkiv ca 1 700, medan Uddevalla kommun uppskattar siffran till 6 000. De flesta av dessa finns utmed kustzonen och i anslutning till tätorter (ibid.). Här är det främst bergborrade brunnar som är vanliga (Lång, 2003). Uddevalla kommun (2012) pekar ut lågt ph(<6.0) och låg alkalinitet(<30 mg/l) som de vanligaste kvalitetsproblemen hos enskilda vattentäkter. Utefter kusten, framförallt i bergborrade brunnar, förekommer dock också problem med alltför höga klorid- och natriumhalter (ibid.). Här är inträngning av havsvatten den troligaste orsaken, vilket pekar på att problem med saltvatteninträngning förekommer i kommunen. En överblick av risken för saltvattenpåverkan i Uddevalla visas i figur 6. 21

Figur 6. Områden med risk för saltvattenpåverkan i Uddevalla kommun (Uddevalla kommun, 2002). Området i den svarta fyrkanten är Munkeby. Kapaciteten hos bergborrade brunnar är i regel lägre i kommunens västra delar jämfört med de östra. Ökat tryck på begränsade grundvattentillgångar i kommunens kustområden har föranlett kommunen att genomföra vattenbalansberäkningar (Lång, 2003). I de områden som hade störst problem med bristande grundvatten införde kommunen också anmälnings- och tillståndsplikt för inrättande av ny grundvattentäkt 2001. Anmälningsplikt infördes samtidigt för de befintliga brunnarna i berörda områden. Munkeby är ett område med anmälningsplikt. Området kännetecknas av tillväxt och en tendens att omvandla kustnära fritidsboenden till åretruntboende. Detta innebär ett ökat tryck på dricksvattenresurserna, då mängden nybildat grundvatten måste motsvara förväntat uttag. Enligt tidigare undersökningar råder det dock brist på tillgång till vatten med tillfredställande låg kloridhalt i delar av området (Larsson, 2012; Aqualog, 2004). Enligt Aqualog (2004) så är de påverkade områdena framförallt kustremsan och en dalgång i den västra delen av Munkeby. Munkebys centrala del har dock en relativt god vattenförsörjning (ibid.). Tillgången på opåverkat grundvatten är alltså redan idag begränsad, varför ökat tryck genom nybyggnation eller omvandling av fritidshus till åretruntboende kan utgöra ett problem. Uddevalla kommun har därför initierat undersökningen av områdets vattenresurser för att på så sätt kunna garantera en hållbar vattenförsörjning på lång sikt (ibid.). 22

Munkeby ligger i den västligaste delen av Uddevalla kommun, i direkt anslutning till kusten, samt Koljö fjord (se figur 6). Bergrunden fungerar enligt Larsson (2012) som huvudsakligt magasin för områdets grundvatten. Topografin i området är relativt brant och jordtäcket är begränsat (Aqualog, 2004). Resultatet av Larssons (2012) undersökning var att möjligheterna att hitta nya områden för grundvattenuttag inom rimligt avstånd till Munkeby är begränsad. Detta innebär också att möjligheterna för nybyggnation är begränsad i och med att stora delar av Munkeby redan är under hög eller relativt hög risk för saltvattenpåverkan i brunnar, se figur 7 från Aqualogs undersökning (2004). Figur 7. Riskklassificering gällande saltvattenpåverkan i Munkeby, Uddevalla kommun (Aqualog, 2004). Även områden men lägre risk, i angränsning till områden med högre risk är i farozonen, då för stort uttag i områden med lägre risk kan göra att gränserna flyttas (Larsson, 2012). 23

4 Resultat och analys 4.1 - Resultat Kungälv 4.1.1 - Områdesbeskrivning Kungälvs kommun ingår i Västra Götalandsregionen och är belägen norr om Göteborg. Kommunen innefattar en stor areal längs med kusten, och därtill ett flertal öar. I figur 8 beskrivs Kungälvområdets geologi samt den geografiska placeringen av de brunnar vars provresultat använts i analysen. Enligt SGU (se berggrund- och strukturkartor från SGU i bilaga B) så är den ultrabasiska intrusivbergarten en massformig bergart i den svekonorvegiska orogenen från 1000-910 Ma. Den sura intrusivbergarten, samt den kvartsoch fältspatrika sedimentära bergarten, är båda gnejsiga och ställvis skiffriga bergarter i den svekonorvegiska orogenen från 1660-1000 Ma (bilaga B). Figur 8. Analysområdets geologi samt geografisk placering av provpunkter (egen karta efter kartmaterial från Lantmäteriet och SGU). Kungälv stad med omnejd får sitt huvudvattenvatten från Göta älv och Svartedalen medan Marstrand får vatten från dammar på Koön (www.kungalv.se). Enligt Göteborgsregionens kommunalförbund, (2014) är Kungälvs reservvattenförsörjning beroende av reservoarer. Kungälv har en vattenförsörjningsplan från 2006: VA i kustzon (ibid.). Tillgången till grundvatten med låg salthalt styrs i kustzonen främst av geologi och topografi (Aqualog, 2005; Sundqvist, 2001). Tidigare studier i Kungälv har visat att en av de viktigaste faktorerna för risk för saltvattenpåverkan är topografin (Hagin, 2003). Hagin (2003) menar därmed att risken är störst i dalgångarna där inträngning av havsvatten troligen sker genom sprickor i berggrunden. 24

Både Hagins (2003) undersökning och tidigare studier genomförda av konsultbolag, på uppdrag av Kungälvs kommun, pekar ut olika riskområden. BergAB:s undersökning, genomförd av Sundqvist 2002, visar på att främst låglänta områden i kustzonen och direkt innanför har en hög risk att drabbas av saltvattenpåverkan (Bilaga C). En undersökning genomförd av Aqualog 2005 visar också att främst låglänta områden samt områden i direkt anslutning till kusten är i farozonen. I Kungälvs kustnära områden är grundvattentillgången generellt sett redan begränsad och under stress, på grund av närheten till havet. Ökande fritidsbebyggelse likväl omvandling av fritidsbebyggelse till åretruntboende, ökar pressen på systemet. Detta ökar också risken för inträngning av salt havsvatten i enskilda vattentäkter (Upmanis, 1999; Aqualog, 2005). Frågan om saltvatteninträngning är således ständigt aktuell i den fortsatta utbyggnad av bostäder som planeras enligt kommunens detaljplaner (www.kungalv.se). 4.1.2 Resultat och analys GIS-analys En geografisk analys över kloridhalten i de olika brunnarna visas i figur 9. De brunnar med en kloridhalt över 50 mg/l, vilket enligt SGU:s (2013) bedömningskriterier (tabell 2) är en relativt hög halt med påtaglig påverkan, återfinns nästan alla utmed kustzonen. Ett fåtal är placerade utmed Göta älvdalen. Figur 9. Geografisk presentation av kloridhalter. Egen karta efter kartmaterial från Lantmäteriet och kloridvärden (se bilaga D) tillhandahållna av Kungälvs kommun. Av de 155 brunnar som ingår i GIS-analysen har 39 % en kloridhalt på över 50 mg/l, gränsen för när grundvatten anses saltvattenpåverkat enligt Livsmedelsverket (2014), se figur 10. Nio 25

stycken visar på en mycket hög halt, där ett av dessa värden ligger på en anmärkningsvärt hög nivå, 3200 mg/l (figur 10). Samtliga rådata gällande kloridhalt går att finna i bilaga D. Figur 10. Histogram för kloridhalt enligt SGU:s gränsvärden (tabell 1). Vidare visas brunnarnas kloridvärden i relation till regionens spricksystem och förkastningszoner, enligt SGU, i figur 11. En karta över samma område från SGU:s kartgenerator finns presenterad i bilaga B. Figur 11. Geografisk presentation av kloridhalter relativt berggrund och sprickzoner. Egen karta efter kartmaterial från Lantmäteriet och SGU, kloridvärden (se bilaga D) tillhandahållna av Kungälvs kommun. 26

I det område där flest brunnar med hög kloridhalt betraktats, sydvästra delen, verkar det enligt SGU:s kartering inte finnas några dominerande sprickzoner som spelar in i saltvattenpåverkan. I övriga områden förekommer dock områden med mycket sprickbildning som kan påverka förekomsten av saltvattenpåverkan i enskilda brunnar. GIS-analysen över enskilda brunnars sannolikhet att vara påverkade av saltvatten, beroende på brunnsdjup, höjd över havet och avstånd till strandlinjen presenteras geografiskt i figur 12. Figur 12. Tillståndsklassificering för enskilda brunnar beroende av brunnsdjup, höjd över havet och avstånd till strandlinjen. (Egen karta efter kartmaterial från Lantmäteriet). Analysen utifrån Aronssons (2013) klassificeringssystem (tabell 3) visar att 70 % av brunnarna har en förhöjd sannolikhet att vara påverkade av saltvatten (tabell 4). De flesta av dessa tillhör klass 1 (74 %) eller 2 (20 %), endast 6 % befinner sig i den högsta klassen, 3. Tabell 4 visar fördelningen mellan klasserna vilka baseras på Aronsson (2013). Vidare visas antalet brunnar inom varje klass som hade en faktisk kloridhalt på över 100 mg/l vid provtagningstillfället. Tabell 4. Antal och andel av de olika tillståndsklasserna. Tillståndsklass Antal Andel (%) Antal >100 mg/l klorid Klass 3 5 4 2 Klass 2 16 14 7 Klass 1 60 52 11 Ingen klass 34 30 5 27

Korrelationsanalys av läge Förhållandet mellan kloridhalt och brunnsdjup, höjd över havet samt avstånd till kusten presenteras i figur 13. Figur 13. Förhållandet mellan kloridhalt och brunnsdjup, höjd över havet och avstånd till strandlinje. Till vänster visas samma förhållanden, men med en logaritmisk y-axel. De brunnar med en kloridhalt över 100 mg/l är de, vilka enligt SGU:s (2013) bedömningskriterier (tabell 1) klassificeras som att ha en hög halt. För kriteriet höjd över havet, så ligger inga av brunnarna med en kloridhalt över 100 mg/l, över 25 m. Majoriteten av brunnarna med en högre kloridhalt ligger inom ett avstånd inte längre än 500 m från kusten. En viss korrelation går alltså att finna mellan kloridhalt och brunnens höjd över havet samt dess avstånd till strandlinjen. För brunnsdjup och kloridhalt kan, i det här fallet, ingen tydlig korrelation uttydas. Analys över geologi En analys gjordes också över berggrund och jordart relativt kloridhalt. Geografisk fördelning av brunnar relativt bergrund ges i figur 8. Bergrundskorrelationen visar på att en kloridhalt 28

över 100 mg/l generellt finns i brunnar borrade i den kvarts-fältspatrika sedimentära bergarten samt i den ultrabasiska till basiska intermediära intrusivbergarten (figur 14). Figur 14. Korrelation mellan berggrund och kloridhalt. Y-axeln är logaritmisk med ett minimum på 10 eftersom inga kloridhalter under 10 mg/l fanns representerade. Jordartskorrelationen uppvisar inget klart samband mellan jordart och kloridhalt. Det finns dock en tendens att de flesta brunnar med högre kloridhalt, över 100 mg/l, befinner sig i områden med torv eller postglacial ler- silt, figur 15. Både torv och silt- lerjordar har låg hydraulisk konduktivitet, torv runt 10-2 -10-3 och silt-lerjordar runt 10-3 -10-6 cm/s (Bear, 1988, s. 136). Detta kan jämföras med välsorterat grus som har en genomsläpplighet på runt 1 cm/s (ibid.). Dålig genomsläpplighet i jordlager ovan akvifärer leder ofta till minskad grundvattenbildning vilket resulterar i en högre känslighet för saltvatteninträngning (Boman & Hansson, 2004). 29

Figur 15. Korrelation mellan jordart och kloridhalt. Y-axeln är logaritmisk med ett minimum på 10 eftersom inga kloridhalter under 10 mg/l fanns representerade. Resultatet för korrelation kan jämföras med SGU:s jordartskartering i området som visas i figur 16. Figur 16. Jordartskarta för Kungälvs kommun samt geografisk placering av provpunkter (egen karta efter kartmaterial från Lantmäteriet och SGU). 30

Korrelationsanalys av kemiska parametrar Nedan, i figurer 17-19, presenteras till vänster korrelationer mellan kloridhalt och de kemiska parametrar där R 2 överskrider 0.7. Detta är fallet för natrium, magnesium, sulfat. I annat fall bedömdes korrelationen vara för liten för att utgöra något samband. Figurer 17-19 visar också, till höger, en analys där det extrema kloridvärdet på 3200 mg/l har avlägsnats, något som också reducerar R 2 -värdet. Figur 17. Korrelation mellan klorid och natrium. Figur 18. Korrelation mellan klorid och magnesium. Figur 19. Korrelation mellan klorid och sulfat. R 2 -värdet för natrium, inkluderat kloridvärdet på 3200 mg/l, är på 0,9094, nära 1. Detta är att förvänta då höga kloridhalter i allmänhet återföljs av höga natriumhalter (Lång, 2003). Även utan det avvikande kloridvärdet så är R 2 -värdet 0,7787 tillräckligt för att visa på det förväntade sambandet. Korrelationerna mellan klorid och magnesium, och klorid och sulfat, hade också R 2 -värden över 0,7, vilket tyder på en korrelation. Detta resultat visar att klorid korrelerar med tre av de sex (Na +, SO 4 2, Mg 2+, Ca 2+, K +, HCO 3 - ) vanligast förekommande jonerna (Edet & Okereke, 2001) i havsvatten, närmare bestämt natrium, magnesium och 31

sulfat. Denna korrelation skulle kunna styrka antagandet att brunnarna är påverkade av havsvatten. Resultatet av analysen där det avvikande kloridvärdet avlägsnats ger dock mycket lägre R 2 -värden, 0,3772 för magnesium och 0,5028 för sulfat varför det inte går att dra några slutsatser från denna analys gällande magnesium och sulfat. 4.2 - Resultat Bohus-Björkö 4.2.1 - Områdesbeskrivning Bohus-Björkö är en ö belägen i Öckerö kommun, i Göteborgs norra skärgård. Öckerö kommuns hemsida uppger att Björkö har en befolkning på 1 522, varav majoriteten är året runt boende (www.ockero.se). Av de 10 öarna i kommunen är Björkö den ö som har störst andel exploaterbar mark (Öckerö kommun, 2006). Potentialen för utbyggnad, för både åretruntboende så väl som fritidsboende, kan komma att innebära ett ökat tryck på grundvattenresurserna, då stora delar av de planerade exploateringsområdena ännu inte har kommunalt vatten (ibid.). I figur 20 ges en översikt över Bohus-Björkös placering och geologi. All berggrund består enligt SGU av gnejsiga och ställvis skiffriga bergarter i den svekonorvegiska orogenen från 1660-1000 Ma (bilaga B). Figur 20. Geografisk placering för Bohus-Björkö, samt områdets berggrund (egen karta efter kartmaterial från Lantmäteriet och SGU). Kommunalt vatten och avlopp installerades på Björkö i slutet av 1950-talet. Innan dess togs vattnet från borrade eller grävda brunnar kopplade till enskilda hushåll (Björkö Hembygdsförening, 1984). Idag levererar Göteborgs kommun vatten och avlopp till hela Öckerö kommun (Öckerö kommun, 2006). Det finns också ett reservvattensystem, där de öar 32

som har eget grundvatten har djupborrade nödbrunnar vilka kan leverera 50 l/person och dygn under två veckor vid bruten vattenleverans (ibid.). Totalt finns i kommunen 9 reservoarer och ca 30 nödbrunnar som reservvatten (Göteborgsregionens kommunalförbund, 2014). Enligt en geoteknisk undersökning, utförd på uppdrag av Öckerö kommun år 1982, domineras Björkö av kuperade berghällar, med en hastig övergång till lera, silt och sand i lågpunkterna. Lokalt förekommer också mindre mängder organisk jord i form av gyttja eller torv (Öckerö kommun, 1984). I det område där brunnen som studerats är belägen, är den huvudsakliga sprickbildningen orienterad i en nordöst-sydvästlig, samt sydöst-nordvästlig, riktning (figur 21). Figur 21. Överblick över området kring provtagningspunkten, samt sprickorientering i närområdet (egen karta efter kartmaterial från Lantmäteriet). Sprickbildningen är orienterad så att saltvatten skulle kunna tränga in i brunnen. Berggrunden i området är dock relativt massiv. SGU:s berggrundskartering i området visar varken några sprick- eller förkastningszoner i närheten som skulle kunna påverka sannolikheten för saltvatteninträngning i området (se bilaga B). Brunnen är placerad på ett avstånd av ca 19 m från havet. Höjddata för området presenteras i figur 22. Det går att se att brunnen är placerad i en sänka, där de högsta närliggande punkterna finns norr, och söder, om den. I västlig riktning 33

angränsar den till havet. Terrängen stiger också något i östlig riktning, men inte till samma grad som i norr och söder. Figur 22. Höjddata över Bohus-Björkö hamn (egen karta efter kartmaterial från Lantmäteriet). I figur 23 ges en närbild över jordartsgeologin i området. Berggrunden kan studeras i figur 20 och i bilaga B, och är i brunnens direkta närområde bestående av kvarts- och fältspatrika sedimentära gnejsiga och ställvis skiffriga bergarter. Jordartskarta visar att brunnen är placerad på utfyllningsmaterial från när hamnen byggdes ut. Majoriteten av omgivningen består av berg i dagen, framförallt de högre liggande områdena är berghällar, jämför med figur 22. I dalgången öster om brunnen och höjdområdena finns ett täcke främst bestående av lera, ett material med låg hydraulisk konduktivitet. Direkt ovan och öster om brunnen, i området direkt mellan höjdområdena finns ett område med sand, ett material med något högre hydraulisk konduktivitet. Möjligen är det främst i detta område som grundvattenbildningen för brunnen sker, då detta är det område som troligen har högst infiltrationskapacitet. 34

Figur 23. Jordartskarta för Bohus-Björkö hamn samt bild på berggrunden i närområdet. (Egen karta efter kartmaterial från Lantmäteriet och SGU, privat foto). 4.2.2 - Resultat och analys Kontinuerlig mätning Den kontinuerliga mätningen startade 2015-04-10 och fortsatte fram till pumptestet 2015-05- 11. Den första tiden, 2015-04-10 till 2015-04-23, utfördes mätningen manuellt, varför den är relativt knapphändig och inte ger något tydligt resultat. Figurer 24 25 nedan visar konduktivitet och grundvattennivå för perioden 2015-04-23 till 2015-05-11. Dessutom visas grundvattennivån tillsammans med nederbörds- och havsnivådata från SMHI (www.smhi.se). Grundvattennivån och havsvattenståndet är relaterade till en gemensam referenspunkt. Eftersom ingen mätstation finns i det absoluta närområdet så kommer lufttemperatur- och nederbördsdata från Vinga, ca 12 km sydväst om brunnen. Data över havsvattenstånd kommer från Torshamnen, ca 9 km sydöst. Figur 24. Förändringar i grundvattennivå och konduktivitet under perioden 2015-04-23 till 2015-05-11. 35

Figur 25. Data för nederbörd och havsvattenstånd, under perioden 2015-04-23 till 2015-05-11, presenterat i förhållande till grundvattennivån. Grundvattennivån och havsvattenståndet presenteras som nivå under en gemensam referenspunkt. Ett glidande medelvärde per 25 punkter visas också för havsvattenståndet för att få ett genomsnitt på dygnsvariationerna. Det går att se en viss relation mellan elektrisk konduktivitet och grundvattennivån. När grundvattennivån är låg är också den elektriska konduktiviteten lägre och vice versa. Dock förekommer en diskrepans i mitten av grafen. Grundvattennivån följer främst nederbörden, där en höjning syns efter varje större nederbördsevent. Också havsvattenståndet korrelerar till nederbörden, med toppar efter varje nederbördsevent, dessa toppar är dock inte i proportion till nederbördstopparna på samma sätt som för grundvattennivån. Även andra faktorer än nederbörden, till exempel vindstyrka och vindriktning, torde påverka havsvattenståndet. Det går också att se ett samband mellan havsvattenstånd och grundvattennivån, om än inte lika tydligt som till nederbörden. Den största höjningen i havsvattenstånd korrelerar med den högsta grundvattennivån. Även de andra topparna från medelvärdet av havsvattenståndet kan ses korrelera till höjningar i grundvattennivån. Det tydligaste sambandet för grundvattennivån är dock fortfarande till nederbörden. Grundvattennivån visas i figur 26 nedan också endast relaterad till nederbörden. Figur 26. Grundvattennivån under perioden 2015-04-23 till 2015-05-11 relaterad till nederbörd. 36

Här syns ett tydligt samband mellan nederbörd och grundvattennivå. Grundvattennivån stiger under en period på ca ett dygn i direkt anslutning till nederbördstopparna, varpå den sedan successivt går ner fram till nästa topp. Extra tydligt syns detta i figur 24, vid nederbördstopparna 25:e april, 30:e april och 5:e maj. Denna direkta korrelation tyder på att infiltrationen i systemet är relativt snabb. I figur 27 visas havsvattenståndet från Torshamnen i relation till mätta värden från Bohus- Björkö hamn. Mätdata för hamnen är begränsad till en mätpunkt per dygn, och presenteras som avvikelser från sitt medelvärde. Det som går att utläsa från figur 27 är att data för havsvattenstånd från Torshamnen utgör en rimlig representation för hur havsnivåförhållanden varit i direkt anslutning till brunnen under perioden. Figur 27. Relation mellan förändringar i havsnivån i Bohus-Björkö hamn och havsvattenståndet i Torshamnen under perioden 2015-04-23 till 2015-05-11. Ett glidande medelvärde per 25 punkter visas också för havsvattenståndet för att få ett genomsnitt på dygnsvariationerna. Data för havsvattenstånd och nederbörd har vidare analyserats direkt i relation till konduktiviteten, vilket visas i figurer 28 29 nedan. Figur 28. Konduktivitet relaterat till nederbörd under perioden 2015-04-23 till 2015-05-11. 37

Figur 29. Konduktivitet relaterat till havsvattenstånd under perioden 2015-04-23 till 2015-05-11. Ett glidande medelvärde per 25 punkter visas också för havsvattenståndet för att få ett genomsnitt på dygnsvariationerna. Konduktiviteten kan utläsas öka successivt under hela perioden, men några få undantag, möjligen kopplade till nederbörd. Till Havsvattenståndet är som högst i samband med konduktiviteten, men är också hög vid den lägsta konduktiviteten. Det går därför inte att påvisa ett samband mellan konduktivitet och havsvattenstånd. Den långsamma, kontinuerliga, ökningen av konduktivitet är svår att korrelera både med nederbörd och havsvattenstånd, då dessa uppvisar relativt snabba förändringar som inte återspeglas i motsvarande förändringar hos den elektriska konduktiviteten. Något som också ökar kontinuerligt är temperaturen hos grundvattnet. Den uppmätta temperaturen under perioden presenteras i figur 30. Temperaturen går stadigt upp under hela mätserien. Den totala ökningen är på ca 1 C. Figur 30. Förändringar i temperatur under perioden 2015-04-23 till 2015-05-11, visas med förändringar i lufttemperatur och relateras till förändringen i elektrisk konduktivitet. Ett glidande medelvärde per 25 punkter visas också för lufttemperaturen för att få ett genomsnitt på dygnsvariationerna. Enligt Mäntynen (2001) är elektrisk konduktivitet starkt beroende av vattentemperaturen på så sätt att konduktiviteten ökar med ökande temperatur. Ökningen i temperatur kan då vara en av förklaringarna till att konduktiviteten kontinuerligt ökar under perioden. Ökningen av 38

konduktivitet direkt efter den största nederbördstoppen motsvaras i figur 30 också av en topp i lufttemperatur. Pumptest Nivåskillnaden mellan brunnens referenspunkt och havsnivån under pumptestet är uppskattad till 2,06 m, där havsnivåmätningarna är tagna 0,87 m under grundvattennivåmätningarna (figur 31). När testet startade var grundvattennivån 0,87 m över havsnivån vid tillfället. När pumpningen var över låg vattennivån i brunnen istället 0,11 m över havsnivån vid tillfället, vilket visas i figur 31 nedan. Vid en jämförelse med figur 2 och 3, samt ekvation 3.1, går det att förmoda att gränsskiktet mellan sött och salt grundvatten kan vara ganska nära brunnens botten. Figur 31. Principskiss över förhållandet mellan grundvattennivån i brunnen och havsnivån. Brunnen har en ungefärlig volym på 8,4 m 3 och innehöll innan pumpningen startade en vattenvolym på ca 4,1 m 3. När grundvattennivån sänktes under pumptestet försvann en vattenvolym på ca 2,8 m 3. Beräkningarna finns representerade i bilaga A. Utpumpningen skedde med en hastighet på ca 31 l/min under 104 min mellan 09:53 och 11:37. Under denna tid pumpades en volym motsvarande ca 3,2 m 3 vatten ut. En jämförelse mellan beräknad utpumpad volym och mängden vatten som faktiskt pumpades ut under processen, indikerar att 0,41 m 3 grundvatten tillkom under utpumpningsprocessen. Under samma tidsintervall på 104 min tillkom efter pumpningen 0,43 m 3 vatten, vilket ger en indikation på grundvattenflödet. Beräkningarna finns representerade i bilaga A. Enligt dessa värden bör grundvattenflödet vara kring 6,8*10-5 m 3 /s (bilaga A). Detta ger en uppskattad hydraulisk konduktivitet på 8,879*10-6 m/s (bilaga A). Figurer 32 33 nedan visar konduktivitet och grundvattennivå för perioden 2015-05-11 till 2015-05-17, vilket representerar tiden för pumptestet samt ca en vecka efter. Dessutom visas 39

grundvattennivån relativt medelvärde tillsammans med nederbörds- och havsnivådata från SMHI (www.smhi.se). Figur 32. Förändringar i grundvattennivå och konduktivitet under perioden 2015-05-11 till 2015-05-17. Figur 33. Data för nederbörd och havsvattenstånd, under perioden 2015-05-11 till 2015-05-17, presenterat i förhållande till grundvattennivån. Grundvattennivån och havsvattenståndet presenteras som nivå under en gemensam referenspunkt. Ett glidande medelvärde per 25 punkter visas också för havsvattenståndet för att få ett genomsnitt på dygnsvariationerna. Det går att se att den elektriska konduktiviteten följer grundvattennivån under och efter pumptestet. Den går ner då vattnet pumpas ut och upp i takt med att vattnet strömmar tillbaka. Detta skulle tyda på att grundvattnet kontamineras av saltvatten på något sätt. Under tiden det tar för grundvattennivån att återställas, från direkt efter testets stopptid, 11:37 den 11:e maj, till ca 20:00 den 12:e maj, förekommer både en nederbördstopp och en topp i havsvattenståndet. Det är med andra ord svårt att säga om det är havet eller regnet som i detta fall påverkar grundvattennivån. I figur 33 syns hur nära havsnivån grundvattennivån sjönk under pumptestet. Grundvattennivån visas i figur 34 nedan också endast relaterad till nederbörden. 40

Figur 34. Grundvattennivån under perioden 2015-05-11 till 2015-05-17 relaterad till nederbörden under samma period. Sambandet mellan grundvattennivån och nederbörd följer samma mönster som i den kontinuerliga mätningen, där grundvattennivån går upp under ca ett dygn efter nederbördstoppen för att sedan plana ut och börja gå ner. Det troliga i en jämförelse med det tidigare sambandet är att det också här är nederbörden som främst påverkar grundvattennivån. Det är dock svårt att säga i och med att andra förhållanden råder i direkt anslutning till pumptestet än under den kontinuerliga mätningen. I figur 34 syns heller inte något direkt samband mellan den andra, mindre nederbördstoppen och grundvattennivån. För att bättre se vad som styr konduktiviteten i samband med pumptestet har konduktiviteten satts i relation till data för havsvattenstånd och nederbörd. Figurer 35-36 nedan. Figur 35. Konduktivitet relaterat till nederbörd under perioden 2015-05-11 till 2015-05-17. 41

Figur 36. Konduktivitet relaterat till havsvattenstånd under perioden 2015-05-11 till 2015-05-17. Ett glidande medelvärde per 25 punkter visas också för havsvattenståndet för att få ett genomsnitt på dygnsvariationerna. Efter nederbördstoppen går också den elektriska konduktiviteten upp. Dock stiger den elektriska konduktiviteten en bit över nivån den låg på vid testets startpunkt redan innan nederbördstoppen (se figur 33). Detta tyder på att den elektriska konduktiviteten kan påverkas av havsvattnet. Precis innan denna stigning förekommer också en topp i havsvattenståndet, figur 35, vid 21:00 den 11:e maj. Temperaturvariationen under perioden presenteras i figur 37. Temperaturen sjunker hastigt i början av pumptestet för att sedan stiga snabbt igen. Temperaturen går sedan i jämn takt ner mot vad den var vid pumptestets början igen. Figur 37. Förändringar i temperatur under perioden 2015-05-11 till 2015-05-17, visas med förändringar i lufttemperatur och relateras till förändringen i elektrisk konduktivitet. Ett glidande medelvärde per 25 punkter visas också för lufttemperaturen för att få ett genomsnitt på dygnsvariationerna. Det går inte att se någon direkt korrelation mellan elektrisk konduktivitet och grundvattentemperatur i figur 37. I figur 38, nedan, så presenteras elektrisk konduktivitet och grundvattentemperatur utan lufttemperatur för att förtydliga. Inte heller här syns någon direkt korrelation mellan ökningen av elektrisk konduktivitet efter pumptestet och någon motsvarande ökning i temperatur. 42

Figur 38. Förändringar i temperatur under perioden 2015-05-11 till 2015-05-17, relaterat till förändringen i elektrisk konduktivitet. Figurer 35 38 ger tillsammans en indikation på att brunnen påverkas av havsvatten när den utsätts för stress. Vattenprov Resultatet av de vattenprover som togs under provtagningsperioden redovisas i tabell 5. De värden som inte har någon färg, är ämnen som inte finns med i listan över de ämnen som bedöms gällande grundvattenkvalité enligt SGU:s bedömningsgrunder från 2013 (bilaga E). Där inget värde alls existerar så var ämnets koncentration i vattenprovet under detektionsnivån. SGU:s Majoriteten av ämnena som fått en klassificering håller sig på en nivå med låga till måttliga halter. Natrium, Kalium och Kalcium ligger dock konstant på en relativt hög halt vilket medför en påtaglig påverkan på vattnet. Zink och Kvicksilver pendlar mellan olika nivåer och uppnår vid vissa tillfällen en relativt hög halt. 43

Tabell 5. Vattenprov från studerad brunn i Bohus-Björkö hamn. 44

5 Diskussion 5.1 - Förekomsten av saltvatteninträngning i västsvenska kommuner. Data från Kungälv visar att 39 % av brunnarna uppvisade ett kloridvärde på över 50 mg/l vilket visar att nästan 40 % av de undersökta brunnarna är påverkade av saltvatten. Majoriteten kring Uddevalla kommun visar på en liknande situation när det gäller saltvatteninträngning som Kungälv. Låglänta kustområden utsatta för ökat tryck från fritidsbebyggelse uppvisar en ökad frekvens av saltvattenpåverkan i brunnar. Uddevalla har, för att minska risken för ökad påverkan av saltvatten i grundvattnet, infört begränsningar gällande var nya brunnar får anläggas, och håller dessutom på att bygga ut det kommunala vattennätet till fritidsområden i delar av kustzonen. Kommunen är dock också under ökat tryck från ombyggnad av fritidshus till åretruntboende. För Öckerö kommun har det inte gått att finna någon information om utredningar gällande saltvatteninträngning för denna studie. Förekomsten av saltvattenpåverkade brunnar är enligt de riskzoner som tidigare studier upprättat för Kungälv (Upmanis, 1999; Sundqvist, 2002; Hagin, 2003; Aqualog 2005) och Uddevalla (Uddevalla kommun 2002; 2012; Larsson, 2012; Aqualog, 2004) koncentrerad till låglänta områden längs kusten. Samt även till viss del upp i Göta älvdalen. Lindewald (1981) konstaterar att gemensamt för alla områden med salt grundvatten är att de ligger under högsta kustlinjen. Detta förklarar de förhöjda kloridhalter som finns bortanför den direkta kustzonen, exempelvis de i Göta älvdalen. De studier som gjorts för Kungälv och Uddevalla berör främst kustzonerna eftersom dessa områden generellt har dålig grundvattentillgång samtidigt som en ökad inflyttning och begränsad tillgång till kommunalt vatten ökar belastningen på dessa begränsade enskilda vattentäkter. Boman & Hanssons (2004) har på liknande sätt gjort en studie över saltvattenpåverkan i Stockholm läns kust- och skärgårdsområde, då begränsad tillgång tillvatten av bra kvalité ansetts vara ett problem eftersom det fungerar som begränsande faktor för ökad samhällsutbyggnad i dessa områden. Studierna kring saltvatteninträning är främst koncentrerade till områden där det redan finns bebyggelse, samt potential och vilja att utöka bebyggelse. Det hade också varit intressant med studier över hur känsligheten för saltvattenpåverkan kan se ut i andra områden längs kusten. Detta eftersom majoriteten av områden längs västkusten kan vara känsliga för saltvattenpåverkan vid överuttag enligt Lindewalds (1981) studie. 5.2 - Faktorer för saltvatteninträngning på Sveriges västkust I tillståndsklassificeringen enligt Aronssons (2013) metod, för Kungälv användes höjd över havet och avstånd till strandlinje som separata faktorer. En korrelationsanalys över dessa faktorers förhållande till varandra tyder dock på att det är samma brunnar som både ligger låglänt och nära havet, se figur 3. Det går alltså att ifrågasätta ifall dessa faktorer ska vägas in separat, då kustnära områden tenderar att vara låglänta. Följaktligen så är det, enligt detta resonemang, avståndet till strandlinjen som bör beaktas. 45

Figur 39. Korrelation mellan avstånd till strandlinjen och höjd över havet. Till vänster visas korrelationen för brunnar med kloridhalt över 50 mg/l. Till höger för över 100 mg/l. Det finns inget genomgående samband mellan kloridhalt och berggrund, eller kloridhalt och jordart. Detta tyder att det är det geografiska, snarare än den geologiska, läget som spelar störst roll för kloridhalten. Detta är dock en tvådimensionell analys av ett multidimensionellt och komplext system. För att utveckla analysen hade till exempel information om en brunn var grävd eller borrad varit relevant. För att recent havsvatten ska komma i kontakt med en berggrundsakvifär i kustzonen krävs dock sprickor där havsvattnet kan tränga in. Också sprickfrekvens, sprickorientering, förkastningszoner och avstånd till sprickzoner spelar en central roll för en enskild brunns sannolikhet att drabbas av saltvatteninträngning (Boman & Hansson, 2004). Trabelsi et al. (2013) visar, till exempel, i sin studie över ett grundvattenmagasin i Tunisien hur områdets förkastningszoner bestämmer flödet av saltvatten in i magasinet. När det gäller Bohus-Björkö har SGU inte karterat några sprick- eller förkastningszoner i närområdet (se bilaga B). De närmast liggande karterade sprickstrukturerna är på fastlandet (bilaga B). Det är dock svårt att säga om bristen på dokumenterade sprickzoner beror på att det faktiskt inte finns några, eller om de inte blivit karterade då Bohus-Björkö varit klassat som militärt område. För Kungälv så är majoriteten av brunnarna med de högsta kloridhalterna utanför de sprickområden som SGU karterat (se figur 11 och bilaga B). Alla dessa brunnar ligger också relativt långt från de dokumenterade sprickzonerna. Sprickbildningens betydelse skulle behöva utredas närmare för att utröna på vilket sätt sprickzoner kan påverka risken för saltvattenpåverkan vid anläggning av nya brunnar. Korrelationen mellan kloridhalt och övriga kemiska parametrar visar på ett samband mellan hög kloridhalt och hög natriumhalt. Detta resultat var väntat, då hög natriumhalt ofta är ett resultat av saltvattenpåverkan (Lång, 2003). Ett visst samband fanns också mellan klorid och sulfat samt klorid och magnesium. Magnesium är ofta en produkt av lättvittrade mineral i kalkhaltiga jord- och bergarter (ibid.). Korrelationen magnesium kan tyda på att en del av de lösta salterna kommer från jord och berggrund där vattnet uppehåller sig, snarare än från havsvatten. Sulfatjoner tillförs ofta från nederbörd och kan ha både mänskligt och marint ursprung (ibid.). Korrelationen till sulfat kan alltså tyda på att en del av salterna kommer från nederbörd. Det troligaste är dock att majoriteten av salterna kommer från havsvatten då natrium, magnesium och sulfater också är bland de vanligast förekommande jonerna i havsvatten. 46

Den kontinuerliga mätningen på Bohus-Björkö visar grundvattennivån är kopplad till nederbörden snarare än havsvattenståndet. Det samma gäller konduktiviteten, som dock ökar kontinuerligt också mellan nederbördstopparna. Möjligen kan det faktum att konduktiviteten inte går ner igen med grundvattennivån efter nederbördseventen, tyda på att också havsvatten inverkar. Troligare är dock att den kontinuerligt stigande temperaturen också leder till den ökande konduktiviteten i det ostörda systemet, ett samband som beskrivits av Mäntynen (2001). Pumptestet visar på ett tydligare samband mellan konduktivitet och havsvattenpåverkan, då konduktiviteten under en period efter testet fortsätter stiga förbi nivån innan testet. Detta utan någon påverkan från nederbörd. Det finns alltså en indikation på att saltvatten kan strömma in från havet om brunnen är satt under stress, vilket också är det resultat som förutsägs av Ghyben-Herzberg principen (Fetter, 2001; Barlow, 2003) för öppna kustakvifärer (se ekvation 3.1). En längre pumpning, så att grundvattennivån kommit närmare havsnivån, hade kunnat ge ett tydligare resultat. Det finns ett flertal faktorer som spelar in i hur känslig en brunn är för saltvattenpåverkan, och alla har tyvärr inte kunnat behandlas i denna rapport. Det är dock främst överpumpning som idag kan föranleda att problem med saltvattenpåverkan uppstår i redan etablerade brunnar längs världens kustzoner (Werner et al., 2013). Det går genom undersökningen på Bohus- Björkö att påvisa en trolig känslighet för saltvatteninträngning vid överpumpning i området. Kungälv och Uddevalla upplever redan problem med förhöjda kloridhalter på vissa platser och det framstår som att det främst är avståndet till havet som påverkar en brunns kloridhalt i området. Också den undersökta brunnen på Bohus-Björkö ligger i nära anslutning till havet. Det är därför rimligt att anta att liknande problematik finns för kustnära brunnar längs hela västkusten. 5.3 - Konsekvenser av saltvatteninträngning för färskvattenförsörjningen Problematiken kring saltvatteninträngning på västkusten är troligen större än vad som är känt. Det förekommer ett stort mörkertal gällande antalet enskilda vattentäkter, SGU:s brunnsarkiv visar alla brunnar som anlagts efter 1979, men äldre brunnar är inte nödvändigtvis med. När det gäller Uddevalla anger arkivet ca 1700 enskilda brunnar, medan kommunen uppskattar antalet till ca 6000 (Uddevalla kommun, 2002). En diskrepans mellan SGU:s siffror, och det faktiska antalet brunnar, existerar troligen också i andra kommuner. Om skillnaden hos andra västsvenska kommuner antas vara lika stor som i Uddevalla, så ökar också magnituden på problemet gällande enskilda vattentäkter markant. Pumptestet på Bohus-Björkö gäller bara en diskret punkt, men visar att ett kraftigt uttag av vatten inducerar en ökning av konduktiviteten, till viss del från havsvatten. Mycket möjligt är att större delar av grundvattenresurserna också är känsliga för saltvattenpåverkan vid ökat tryck, vilket påvisats som en drivande faktor för att problematik ska uppstå (Werner et al., 2013). Om undersökningar gjordes i större utsträckning i Öckerö kommun skulle möjligen också en större problematik framträda. Det är därför svårt att förutse hur pass stora konsekvenserna av saltvatteninträngning skulle kunna bli på kort och lång sikt. Både Uddevalla (2002; 2012; Aqualog 2004; Larsson, 2012) och Kungälvs kommuner (Sundqvist, 2002; Aqualog 2005) ser på kort sikt en tendens till ökad inflyttning i 47

kustområdena, något som kommer att öka trycket på vattenresurserna. Detta är samma tendens som betraktas av Boman & Hansson (2004) i Stockholms kustzon. Ett ökat tryck på redan knappa vattenresurser förstärker existerande saltvattenpåverkan. Eftersom en relativt stor andel av brunnarna i Kungälvs kustzon redan är påverkade av saltvatten, finns det en stor risk att problematiken kan öka. Fler brunnar kommer troligen påverkas och redan påverkade brunnar kan i värsta fall bli otjänliga för dricksvattenförsörjning. På lång sikt kan en ökning av havsnivån pressa gränsskiktet mellan sött och salt vatten längre in mot land. Landhöjningen kommer dock att neutralisera en del av denna höjning, men nettoskillnaden inom de närmaste 100 åren förväntas ändå bli ca 70-75 cm (www.shmi.se; Göteborgsregionens kommunalförbund, 2014). Detta kan öka enskilda brunnars känslighet, samt göra så att brunnar nära kusten blir otjänliga. Riskzonen för saltvattenpåverkan skulle också på detta sätt förflyttas inåt landet. Däremot finns det faktorer som kan motverka förskjutningen på lång sikt, så som större vattenflöden på grund av ökad nederbörd och utbyggnad av kommunalt vattennät. Detta försvårar ytterligare möjligheterna att förespå konsekvenserna på lång sikt. 48

6 Slutsats 1. Förekomst av saltvatteninträngning till den grad att det utgör ett problem för enskilda brunnar finns beskrivet för både Uddevalla och Kungälvs kommuner, vilka också vidtagit åtgärder för att förhindra problem med ökad saltvattenpåverkan. Troligt är att samma situation kan förekomma i liknande miljöer längs hela västkusten, men ytterligare studier av situationen i fler kommuner skulle behövas för att fastslå detta. 2. De faktorer som påverkar graden av saltvattenpåverkan i enskilda brunnar är i Uddevalla och Kungälv främst vattentäkternas avstånd till havet. Ett ökat uttag av vatten i kustnära områden kan öka påverkan. 3. Konsekvenserna för färskvattenförsörjningen på lång sikt går inte att förespå då magnituden av problemet inte är känd. Det går dock att säga att på kort sikt kommer ökad inflyttning till kusterna också att öka trycket på vattenresurserna. Ett ökat tryck kan förstärka problemet, vilket kan leda till att enskilda färskvattentäkter blir otjänliga. 6.1 Vidare forskning För att få en bättre bild över hur förekomsten av saltvatteninträngning ser ut på västkusten, dess omfattning och allvar, skulle det behövas mer omfattande undersökningar. Omfattande kontinuerliga mätningar av konduktivitet, såväl som de faktorer som kan påverka saltvattnets ursprung hade varit en bra startpunkt. Pumptest för att ta reda på brunnarna reagerar på överuttag hade också varit givande. Vidare hade en interpolation mellan mätresultat och geofysiska data gällande jordlager och berggrund varit givande för att kunna utreda riskområden för nya brunnar. Detsamma gäller för övriga faktorer. 49

Referenser Allmendinger, R. W., Cardozo, N. C. & Fisher, D. (2012). Structural Geology Algorithms: Vectors & tensors. Cambridge: Cambridge University Press. Aronsson, J. (2013). Saltvattenpåverkan i enskilda brunnar i kustnära områden: en undersökning av grundvattenförhållandena och riskerna för saltvattenpåverkan i S:t Annas skärgård, Östergötland (Kandidatuppsats, GG89). Stockholm: Stockholms universitet, Institutionen för naturgeografi och kvartärgeologi. Aqualog. (2004). Grundvattenutredning för området Munkeby, Uddevalla kommun (Slutrapport). Göteborg: AQUALOG AB. Aqualog. (2005). Vattenutredning för Tjuvkil 1:7 m. fl. fastigheter, Kungälvs kommun (Slutrapport: granskningsversion). Göteborg: AQUALOG AB. Barlow, P.M. (2003). Ground water in freshwater-saltwater environments of the Atlantic coast (1262). Reston, Virginia: U. S. Geological Survey (USGS) Bear, J. (1988). Dynamics of fluids in porous media [Knovel e-book collection-version]. Hämtad från https://app.knovel.com/web/toc.v/cid:kpdfpm000i/viewertype:toc/root_slug:dynamicsfluids-in-porous/url_slug:dynamics-fluids-in-porous/ [2015-05-25] Björkö Hembygdsförening. (1984). Hembygdsprojekt: Öckeröarnas historia, Delrapport 4 (10): Bohus-Björkö: öns historia. Öckerö: Kulturnämnden. Boman, D. & Hanson, G. (2004) Salt grundvatten i Stockholms läns kust- och skärgårdsområden: metodik för miljöövervakning och undersökningsresultat 2003 (2004:26). Stockholm: Länsstyrelsen i Stockholms län. Chong, Y. J., Khan, A., Scheelbeek, P., Butler, A., Bowers, B. & Vineis, P. (2014). Climate change and salinity in drinking water as a global problem: using remote sensing methods to monitor surface water salinity. International journal of remote sensing, 35 (4), 1585-1599. doi:10.1080/01431161.2013.878065 De Silva, C. S. & Hohne, S. (2005). Groundwater vulnerability assessment and protection measures - an example from Sweden. J. Natn.Sci.Foundation Sri Lanka, 34 (1), 43-51. Edet, A. E. & Okereke, C. S. (2001). A regional study of saltwater intrusion in southeastern Nigeria based on the analysis of geoelectrical and hydrochemical data. Environmental Geology, 40, 1278-1289. Fetter, C. W. (2001). Applied hydrogeology. Upper Saddle River: Prentice Hall. Göteborgsregionens kommunalförbund. (2014). Vattenförsörjningsplan för Göteborgsregionen. Göteborg: Göteborgsregionens kommunalförbund (GR). Hämtad från http://www.grkom.se/download/18.34a5ef88147ad1eb7ebaa1/1409666363016/rvfp_gr_hu vudrapport_09-2014.pdf [2015-04-13] 50

Hagin, K. (2003). Risk för salt grundvatten i Kungälvs kommuns kustområde (Kandidatuppsats, B366). Göteborg: Göteborgs universitet, Institutionen för geovetenskaper. IPCC. (2013). Climate Change 2013: The physical science basis. Contribution of working group I to the fifth assessment report of the intergovernmental panel on climate change [Stocker, T. E., Qin, D., Plattner, G. -K., Tignor, M., Allen, S. K., Boschung, J., Nauels, A., Xia, Y., Bex, V. & Midgley, P.M. (Eds)]. Cambridge: Cambridge University Press. Kumar, C. (2006). Management of groundwater in salt water ingress coastal aquifers. Groundwater modelling and management. I N. C. Ghosh & K. D. Sharma (Eds.), Groundwater modelling and management (s. 540-560). New Delhi: Capital Publishing Company. Larsson, J. (2012). Uddevalla kommun: Grundvattenutredning södra Munkeby (163882-01). Göteborg: COWI AB. Lindewald, H. (1981). Saline groundwater in Sweden, Intruded and relict groundwater of marine origin. Seventh salt water intrusion meeting; Proceedings, 24-32. Hämtad från http://www.swim-site.nl/pdf/swim07/swim07_002.pdf [2015-04-13] Livsmedelsverket (2014). Råd om enskild dricksvattenförsörjning. Uppsala: Livsmedelsverket. Hämtad från http://www.vattenprovtagning.se/docs/livsmedelsverkets_rad_om_enskild%20dricksvattenfor sorjning.pdf [2015-04-10] Lång, L-O. (2003). Beskrivning till kartan över Grundvattentillgångar i Uddevalla kommun (Grundvattenkartor An40). Uppsala: Sverige geologiska undersökning, SGU. Maas, K. (2007). Influence of climate change on a Ghjiben-Herzberg lens. Journal of hydrogeology, 347, 223-228. doi:10.1016/j.jhydrol.2007.09.020 Mäntynen, M. (2001). Temperature correction coefficients of electrical conductivity and of density measurements for saline groundwater (Working report 2001-15). Helsinki: Posiva Oy. Hämtad från http://www.posiva.fi/files/2094/posiva-2001-15_working-report_web.pdf [2015-06-12] Nicholls, R. J., Wong, P. P., Burkett, V. R., Codignotto, J. O., Hay, J. E., McLean, R. F., Ragoonaden, S & Woodroffe, C. D. (2007). Coastal systems and low-lying areas. I M. L. Parry, O. F. Canziani, J. P. Palutikof, P. J. van der Linden & C. E. Hanson (Eds.), Climate Change 2007: Impacts, adaptation and vulnerability. Contribution of working group II to the fourth assessment report of the Intergovernmental Panel on Climate Change (s. 315-356). Cambridge: Cambridge University Press. Ranjan, P., Kazama, S. & Sawamoto, M. (2006). Effects of climate change on coastal fresh groundwater resources. Global environmental change, 16, 388-399. doi:10.1016/j.gloenvcha.2006.03.006 51

Reilly, T. E. & Goodman, A. S. (1985). Quantitative analysis of saltwater-freshwater relationships in groundwater systems - A historical perspective. Journal of hydrology, 80, 125-160. Reilly, T. E. & Goodman, A. S. (1987). Analysis of saltwater upconing beneath a pumping well. Journal of hydrology, 89, 169-204. Sazvar, P. (2010). Metodik för beräkning och utvärdering av vattentillgång i kustnära områden (Examensarbete, TRITA LWR Degree Project 10-10). Stockholm: Kungliga Tekniska Högskolan (KTH), Institutionen för Mark- och vattenteknik. SGU. (2013). Bedömningsgrunder för grundvatten (2013:01). Uppsala: Sveriges geologiska undersökning, SGU. Sundqvist, U. (2001). Kungälvs kustzon: undersökning av grundvattentillgång. Etapp 1: Metodutveckling (700:201). Göteborg: BERGAB - Berggeologiska Undersökningar AB. Sundqvist, U. (2002). Kungälvs kustzon: undersökning av grundvattentillgång. Etapp 2: Metodutveckling (700:201). Göteborg: BERGAB - Berggeologiska Undersökningar AB. Svenskt vatten. (2007). Dricksvattenförsörjning i förändrat klimat: underlagsrapport till Klimat- och sårbarhetsutredningen (Meddelande M135). Bromma: Svenskt vatten. Hämtad från http://www.svensktvatten.se/documents/kategorier/dricksvatten/rapporter/svenskt%20vatt en%20meddelande%20m135%20%28oktober%202007%29.pdf [2015-05-18] Tol, R. S. J., Bohn, M., Downing T. E., Guillerminet, M-L., Hizsnyik, E., Kasperson, R.,...Yetkiner, I. H. (2006). Adaptation to five meters of sea level rise. Journal of risk research, 9 (5), 467-482. doi:10.1080/13669870600717632 Trabelsi, F., Ben Mammou, A., Tarhouni, J., Piga, C. & Ranieri G. (2013). Delineation of saltwater intrusion zones using the time domain electromagnetic method: the Nabeul- Hammamet coastal aquifer case study (NE Tunisia). Hydrological processes, 27, 2004-2020. doi:10.1002/hyp.9354 Uddevalla kommun. (2012). Vattenförsörjningsplan för Uddevalla kommun (Utkast: 2012-04- 25). Uddevalla: Uddevalla kommun. Uddevalla kommun. (2002). Översiktsplan: Miljöförhållanden, problemområde vatten och avlopp karta 1. Antagandehandling. Uddevalla: Uddevalla kommun. Upmanis, M. (1999). Grundvatteninventering i Kungälvs kommun (Kandidatuppsats, B171). Göteborg: Göteborgs universitet, Istitutionen för geovetenskaper. Werner, A. D., Bakker, M., Post, V. E. A., Vandenbohede, A., Lu, C., Ataie-Ashtiani, B.,... Barry, D. A. (2013). Seawater intrusion processes, investigation and management: Recent advances and future challenges. Advances in Water Resources, 51, 3-26. doi:10.1016/j.advwatres.2012.03.004 52

World health organisation, WHO. (2004). Guidelines for drinking-water quality (Vol. 1, 3:e uppl.). Genève: Word health organisation, WHO. Hämtad från http://www.who.int/water_sanitation_health/dwq/gdwq2004web.pdf [2015-05-28] von Oelreich, J., Carlsson-Kanyama, A., Svenfelt, Å. & Wikman-Svahn, P. (2013). Planning for future sea-level rise in Swedish municipalities. Local Environment: The international journal of justice and sustainability, 20 (4), 459-473. doi:10.1080/13549839.2013.834881 Öckerö kommun. (1984). Områdesplan för Björkö i Öckerö kommun. Öckerö: Öckerö kommun Öckerö kommun. (2006). Översiktsplan för Öckerö kommun, Bilaga 2. Nulägesbeskrivning för översiktsplanen. Antagandehandling. Öckerö: Öckerö kommun. 53

Bilaga A - Beräkningar Volymsberäkningar: Brunnen antas vara likformigt elliptisk hela vägen med en konstant lutning k på sidorna: Variabel [m] z min 0 z max 2,33 z 1 0,38 z 2 1,14 a min 1,125 b min 0,925 a max 1,225 b max 1,025 Allmän bakgrund till ekvationen för brunnens volym: Ekvationen nedan beskriver volymen hos en elliptisk kon: Där: V = Brunnens totala volym A = Arean hos en ellips z = brunnens totala djup y = högsta z-värdet x = lägsta z-värdet där a är ellipsens transversaxel, och b är ellipsens konjugataxel. Båda ändras med z. Detta ger följande ekvation: eftersom lutningen (k) är estimerad till att vara lika på alla sidor där: Vidare är då z = 0, vilket ger: 54

I Total volym = =8,392 m 3 II Volym innan pumptestet Mängden vatten då vattenhöjden = z 2 : = = 4,095 m 3 III Volym utpumpat under testet Samma princip som ovan men mellan z 1 och z 2. = 2,812 m 3 Beräkningar av vertikal area under grundvattennivån Där: z 2 = höjden till grundvattennivån: 1,140 m s = uppskattad sluttningsgradient r max = största radien r min = minsta radien 55

För att kunna beräkna mantelarean under grundvattennivån i brunnen så har den approximerats till en cirkulär stympad kon, där för z 2, med arean: där: a och b tas från volymberäkningen där: Den totala arean har då ekvationen: = 7,696 m 2 Beräkningar för utpumpningshastighet Nedan visas en överslagsberäkning för utpumpningshastigheten, beräknad enligt, där: V = volym vatten som pumpades ut t = tiden det tog för volymen V att pumpas ut v pump = utpumptningshastigheten Volym [l] Tid [min] Medelvärde [l/min] Resultat [l/min] 120 3,53 31,29 31 120 4,14 Baserat på utpumpningshastigheten gjordes en överslagsberäkning för utpumpad mängd, beräknad enligt, där: 56

t = den totala tiden för pumptestet v pump = utpumpningshastigheten, enligt ovan V tot = den totala mängden utpumpat vatten Tid [min] Hastighet [l/min] Resultat [l] Mängd[m 3 ] 104 31 3 224 3,224 Beräkningar för grundvattenflöde och hydrauliska konduktivitet Från den utpumpade mängden enligt överslagsberäkningen ovan, och den utpumpade mängden enligt geometrin, kan en uppskattning om mängden grundvatten som tillkom under pumpningen göras enligt, där: V tot = den totala mängden utpumpat vatten, enligt ovan V uttag = den beräknade mängden borttaget vatten, enligt volymberäkningen V grund = mängden grundvatten som tillkom under utpumpningsprocessen 3,224 [m 3 ] - 2,812 [m 3 ] = 0,412 m 3 Under samma tid, 104 min, efter pumptestet tillkom 0,432 m 2, vilket ger en indikation på grundvattenflödet. Detta beräknades enligt, där: V grundm = medelvärdet för V grund ovan och tillkommet grundvatten under 104 min efter testet t = totala tiden för pumptestet Q = grundvattenflödet Medelvärde Tid [min] Resultat [m 3 /min] Grundvattenflöde grundvatten [m 3 ] [m 3 /s] 0,422 104 0,0041 6,83333*10-5 Utifrån grundvattenflödet, med hjälp av brunnens vertikala yta under grundvattennivån, kan sedan den hydrauliska gradienten uppskattas. Detta genom att uppskatta mängden vatten som flödar genom brunnens vertikala yta per given tidenhet, i detta fall per sekund. Detta enligt en förenklad version av Darcys lag, där Darcys lag skrivs enligt, där: 57

Q = grundvattenflödet K = den hydrauliska konduktiviteten A = tvärsnittsarean i m 2 dh/dl = den hydrauliska gradienten I det här fallet sätts den hydrauliska gradienten till 1, vilket ger, Från denna ekvation följer uträkningen nedan, 6,83333*10-5 [m 3 /s] / 7,696 [m 2 ] = 8,879*10-6 m/s 58

Bilaga B Strukturkartor Från SGU - kartgeneratorn 59

Bilaga C Risk för saltvatteninträngning Kungälv Från Sundqvist (2002) 60

Bilaga D Rådata Kungälv Tillhandahållen från Kungälvs kommun Provets märkning Koordinater SWEREF99 Provtagningsdag Djup Ålder 61 Klorid, Cl, mg/l Aröd 4:82 6428534 308166 2014-06-26 81 2004 31 Aröd 4:129 6427895 308379 2014-08-06 81 2000 160 Aröd 4:52 6428420 308668 2014-08-04 100 1999 63 Aröd 4:12 6428431 308109 2014-08-04 129 2004 59 Aröd 4:110 6429121 308015 2014-06-26 75 2004 28 Aröd 4:138 6429559 308743 2014-06-26 81 2005 31 Brattön 1:52 6424947 307258 2014-08-12 120 Brattön 1:76 6424578 307308 2014-08-12 45 19 Brattöns Samfällighet 2014-08-12 94 Brattön 1:101 6424618 307422 2014-08-12 101 1981 210 Brattön 1:88 6424863 307413 2014-08-12 50 1995 59 Brunnefjäll 1:61 6415169 306077 2014-08-11 70 2006 89 Brunnefjäll 1:4 6415169 306077 2014-08-14 100 2002 110 Brunnefjäll 1:15 6414503 305363 2014-08-14 54 2011 29 Brunnefjäll 1:58 6414262 305188 2014-08-11 87 2006 22 Brunskär 1:3 6413940 301878 2014-08-13 810 Brunskär 1:26 6414144 301975 2014-08-13 180 Brunskär 1:22 6414117 301892 2014-08-13 45 140 Brunskär 1:19 6414082 301885 2014-08-13 45 1977 30 Brunskär 1:17 6414061 301894 2014-08-13 64 Stenhålt 1:38 6425954 323284 2014-06-24 126 2007 11 Stenhålt 1:37 6425756 322930 2014-06-25 114 2002 13 Stenhålt 1:36 6426109 322427 2014-06-24 76 2000 14 Fjällsholmen 1:26 6414210 303609 2014-08-13 290 Fjällsholmen 1:38 6414198 303469 2014-08-13 51 Fjällsholmen 1:13 6414240 303644 2014-08-13 5 1962 14 Glose 6:5 6412554 306571 2014-07-10 130 2005 150 Glose 7:42 6412554 308159 2014-07-10 150 480 Glose 7:32 2014-06-19 38 Glöskär 1:1 6413883 307028 2014-06-17 63 2000 170 Glöskär 6:23 6413396 306330 2014-07-10 2000 100 Glöskär 3:24 6414200 307314 2014-08-06 2005 93 Glöskär 3:15 6414297 306159 2014-06-17 64 2012 54 Glöskär 1:40 6414357 306392 2014-06-17 2011 49 Glöskär 6:2 6413566 306829 2014-06-17 2007 39 Glöskär 1:12 6414285 306496 2014-06-17 2000 33 Gunneröd 1:25 6419346 307280 2014-06-25 170 2009 15 Gunneörd 1:26 6419398 307359 2014-06-18 160 2007 26 Gunneröd 1:13 6419320 307289 2014-06-18 2009 43

Halltorp 2:30 6425967 313211 2014-06-27 61 Halltorp 1:64 B 6425764 313128 2014-08-14 99 110 Halltorp 1:64 G 6425764 313128 2014-08-14 110 17 Lycke 2:20 39932 27 Lycke 5:23 6419939 306332 2014-07-18 20 Hög 4.1 6425797 324946 38944 26 Hög 1:11 6425003 325849 2014-06-24 88 1986 14 Harestads-Röd 2:10 6412812 314357 2014-06-10 57 Harestads-Röd 2:16 6412859 314358 2014-06-10 300 Torsby-Tofta 2:68 6415264 304390 2014-08-15 60 22 Kovikshamn 2:21 6415861 303326 2014-06-18 3200 Kovikshamn 2:25 6415705 303287 40799 11 Kovikshamn 2:23 6415742 303463 41186 43 Kovikshamn 2:18 6415948 303524 38905 135 2002 39 Sjöhåla 2:40 6415933 303411 2014-08-14 96 1995 400 Torsby-Tofta 2:55 6415589 304925 2014-08-14 82 1996 30 Torsby-Tofta 2:103 6415878 304965 2014-06-17 55 Torsby-Tofta 1:31 6416029 306049 2014-06-17 180 440 Torsby-Tofta 1:26 6415882 305613 2014-06-17 60 64 Torsby-Tofta 1:34 6416066 305505 2014-06-17 60 56 Torsby-Tofta 2:28 6416186 305429 2014-06-17 43 67 Lundby 2:33 6424737 316993 2014-06-25 100 2010 20 Lundby 2:35 6424568 317043 2014-06-25 120 2010 27 Lundby 1:25 6424286 317433 2014-06-25 100 2006 16 Lundby 1:16 6424304 317276 2014-06-25 80 2004 12 Bremnäs 6:7 6418584 305801 2014-08-04 66 2005 21 Bremnäs 3:12 6418736 305665 2014-08-05 51 2010 42 Lycke-Ryr 1:18 6419428 306417 2014-07-11 90 31 Lökeberg 2:23 6421833 308883 2014-06-12 75 19 Lökeberg 1:13 6421714 309239 2014-06-12 29 Lökeberg 2:36 6421845 308848 2014-06-12 20 Lökeberg 1:69 6422169 308038 2014-06-12 31 Lökeberg 1:31 6422294 308711 2014-06-12 26 Lökeberg 1:51 6422593 308308 2014-08-05 37 Lökeberg 3:1 6421652 309481 2014-07-14 25 200 Lökeberg 1:35 6422401 308594 2014-07-14 60 120 39 Nereby 2:2 6412469 313014 2014-06-10 72 Kråkerön 3:21 6421179 304171 2014-06-18 70 26 Kråkerön 3:10 6420989 304245 2014-06-18 76 ~1975 55 Kråkerön 3:22 6421467 303524 2014-06-18 90 Instön 1:49 6422757 301396 2014-06-18 60 ~1995 150 Instön 1:177 6422253 301616 40735 60 1996 37 Instön 1:275 6422168 300653 40896 100 27 Instön 1:280 6422245 300841 2014-06-18 30 ~1991 32 62

Ödsmål 2:54 6423942 307833 2014-07-08 850 Ödsmål 2:5 6424011 307785 2014-07-08 75 2003 37 Ödsmål 5:7 6424375 307945 2014-08-05 82 2008 65 Ödsmål 2:34 6423674 308039 2014-07-08 91 1995 34 Ödsmål 8:1 6424186 307966 2014-07-08 90 1994 31 Norrmannebo 1:41 6430177 329042 2014-06-24 120 2005 38 Norrmannebo 2:50 6430175 328814 2014-06-24 90 100 53 Signehög 1:49 6431977 329623 2014-06-24 45 Signehög 1:41 6432064 329601 2014-06-24 12 Norrmannebo 1:42 6429634 328547 2014-06-24 100 2006 16 Sjöhed 1:8 6410981 312818 2014-06-10 290 Sjöhed 1:18 6411314 312997 2014-07-18 67 20 Sjöhed 1:25 6411211 312900 2014-06-10 100 34 Sjöhed 1:17 6411184 312935 2014-06-10 100 100 Sjöhed 1:27 6411162 312862 2014-06-10 73 210 Sjöhed 1:26 6411193 312869 2014-06-10 101 120 Sjöhåla 3:16 6416546 305348 2014-06-19 67 160 Sjöhåla 1:64 6416031 304174 2014-08-05 69 2008 25 Sjöhåla 1:58 6415630 304037 2014-07-18 28 Sjöhåla 3:29 6416980 305087 2014-08-05 2007 310 Sjöhåla 1:73 6416251 304776 2014-08-06 140 Skåra 1:34 6422508 309788 2014-08-04 85 1998 140 Skåra 1:48 6422508 309788 2014-07-09 100 2007 19 Skåra 1:33 6422826 309661 2014-07-09 75 2004 19 Skåra 1:43 6422837 309754 2014-07-09 91 2007 24 Skåra 1:32 6422912 309671 2014-07-09 75 2005 18 Solberga-Tunge 3:5 6428672 313067 2014-06-25 120 2009 42 Skäggstorp 1:46 6428326 313164 2014-06-25 102 1998 21 Skäggstorp 1:41 6428356 313191 2014-08-04 100 2007 27 Solberga-Tunge 4:1 6428544 312907 2014-06-25 90 2009 22 Gunneröd 1:8 6419127 307156 2014-08-04 75 1999 32 Skålleröd 1:2 6418976 308721 2014-07-11 75 1999 28 Gunneröd 1:20 6419122 308223 2014-07-11 88 2000 34 Solberg 1:25 6426574 311408 2014-06-26 63 1988 39 Solberg 3:3 6426407 311692 2014-06-26 91 1996 120 Solberga 2:7 6426500 311758 2014-08-04 110 2008 160 Romelanda-Hede 1:6 6427717 327699 2014-06-24 81 2014 140 Romelanda-Hede 1:5 6427855 327662 2014-06-24 58 1999 16 Solberga-Hammar 1:37 6427820 313406 2014-06-25 84 2002 73 Solberga-Hammar 1.27 6427965 313455 2014-06-24 90 1994 32 Solberga-Hammar 1:46 6427694 313488 2014-06-24 90 2006 34 Lycke-Ryr 2:25 6418051 307298 2014-08-05 120 1988 28 63

Torsby-Tofta 2:58 6415145 304015 2014-08-11 100 2010 27 Tjuvkil 2:169 6422255 305477 2014-06-12 31 Tjuvkil 1:26 6421478 306858 2014-06-12 42 92 Tjuvkil 1:28 2014-06-12 100 46 Tjuvkil 4:34 6422161 306616 2014-06-12 44 Tjuvkil 2:141 6422193 306683 2014-06-12 34 Tjuvkil 2:52 6422080 305965 2014-06-12 420 Tjuvkil 2:102 6421979 306683 2014-06-12 69 23 Tjuvkil 1:66 6421917 307027 2014-06-12 99 23 Ulvesund 1:8 6414075 315165 2014-07-10 81 2012 53 Ulvesund 1:26 6414006 315029 2014-08-05 80 1998 58 Ulvesund 1:43 6413811 315158 2014-07-10 61 2000 23 Höga 1:14 6411163 307144 2014-06-17 66 40 Höga 1:25 6411164 306851 2014-06-17 60 50 Höga 1:2 6410825 307428 2014-07-10 47 Höga 1:50 6410885 307124 2014-06-12 42 20 Vävra 2:13 6421497 310770 2014-07-14 70 1997 150 Vävra 15:7 6421722 311227 2014-08-04 60 2011 100 Vävra 1:13 6421680 310934 2014-07-14 100 2005 61 Vävra 8:14 6422090 310653 2014-08-04 51 2006 43 Åseby 1:52 6423890 311411 2014-08-06 90 2005 31 Åseby 1:22 6424289 311231 2014-06-27 90 2007 35 Åseby 1:38 6424074 311480 2014-06-27 75 2008 18 Åseby 5:3 6424371 311438 2014-06-27 102 2006 25 Ödsmål 2:27 6423881 310621 2014-07-14 120 79 Ödsmål 3:38 6423271 308493 2014-08-12 58 1955 27 Ödsmål 3:40 6423318 308460 2014-08-12 102 23 Ödsmål 4:12 6423921 308927 2014-07-08 100 2005 19 Ödsmål 4:29 6423674 308665 2014-06-26 120 2002 26 Ödsmål 3:128 6423705 309196 2014-06-26 75 2008 24 Ödsmål 3:62 6423461 308879 2014-06-26 88 2005 18 Ödsmål 4:22 6423616 308820 2014-06-26 102 1989 23 Överön 1:18 6410239 307067 2014-06-17 52 520 64

Bilaga E Bedömningsgrunder för grundvatten Från SGU (2013) 65