Metallers förekomst i Bolidenområdets vattenmiljöer

Rapport
2007/1
Metallers förekomst i
Bolidenområdets vattenmiljöer
Naturligt tillstånd och
mänsklig påverkan
Leif Vestermark
Bo-Göran Persson
1
INNEHÅLL
SAMMANFATTNING
Sjöundersökningarna
Recipientundersökningarna
Dagvattenundersökningarna
4
4
5
5
1
INLEDNING
1.1 Bakgrund
6
6
1.2
6
2
Syfte
UNDERSÖKNINGSOMRÅDET
2.1 Naturgeografisk region och högsta kustlinjen
7
7
2.2
Berggrund
8
2.3
Jordarter och markslag
8
2.4
Markgeokemi och biogeokemi
10
2.5
Mänskliga verksamheter
11
Jordbruk och skogsbruk
Gruvverksamheter
Bolidens samhälle
3
11
11
12
SJÖAR I BOLIDENOMRÅDET
3.1 Metod
3.1.1 Vatten
13
13
14
3.1.2
Sediment
16
3.1.3
Abborrar
18
3.1.4
Skogsavverkningar inom Bjurlidträskets tillrinningsområde
19
3.2 Resultat
3.2.1 Vatten
20
20
Sjöarnas utlopp, 2004 och 2005
Yt- och bottenvatten i Bjurlidträsket, april 2005
Bastuträsket, djupprofil samt in- och utlopp, april 2005
Utökade vattenprovtagningar i in- och utlopp till Bastuträsket,
Bjurlidträsket och Stavträsket 2005:
- Bastuträsket, in- och utlopp 2005
- Bjurlidträsket, i n- och utlopp 2005
- Stavträsket, in- och utlopp 2005
3.2.2
Sediment
24
25
25
25
27
Sedimentprovtagningar 2004 (Bruträsket 2005)
Bjurlidträsket, sedimentprofil 2004
Utökade sedimentprovtagningar i Bastuträsket (inkl. Klockträsket),
Bjurlidträsket och Stavträsket, 2005:
- Bastuträsket, sediment 2005
- Bjurlidträsket, sediment 2005
- Stavträsket, sediment 2005
Bakgrundshalter
3.2.3
20
22
23
Abborrar
27
35
36
37
38
41
41
43
2
3.2.4
3.3
Skogsavverkningar inom Bjurlidträskets tillrinningsområde
Diskussion
48
Naturligt tillstånd av metaller i Bolidenområdets sjöar
Sjöarna i Bolidenområdet och mänsklig påverkan
Bastuträsket
Stavträsket
Bjurlidträsket
Abborrar i Bolidenområdets sjöar
4
57
57
57
4.1.2
Sediment
59
4.1.3
Abborrar
60
4.1.4
Snäckor
61
4.1.5
Burförsök
61
63
63
Tillståndet i Brubäcken jämfört med referensvattendraget
Finnforsån, 2004 och 2005
Yt- och bottenvatten i Bruträsket och Granforsmagasinet,
Skellefteälven, april 2005
4.2.2
Sediment
63
66
68
Bruträskets sediment, 2005
Skellefteälvens sediment, 2004
Ytsediment i Bruträsket och Granforsmagasinet, Skellefteälven, 2005
68
69
71
4.2.3
Abborrar
72
4.2.4
Snäckor
75
4.2.5
Burförsök
76
Öringungar
Flodkräfta
4.3
6
48
48
50
51
52
55
RECIPIENTERNA – BRUBÄCKEN, BRUTRÄSKET OCH SKELLEFTEÄLVEN
4.1 Metod
4.1.1 Vatten
4.2 Resultat
4.2.1 Vatten
5
47
76
77
Diskussion
78
DAGVATTNET FRÅN BOLIDENS SAMHÄLLE
5.1 Metod
82
82
5.2
Resultat
84
5.3
Diskussion
87
REFERENSER
89
3
SAMMANFATTNING
Syftet med detta projekt har varit att dels fastställa vad som kan bedömas som naturliga
förhållanden i vattenmiljön i Bolidenområdet vad det gäller metaller, dels att undersöka i vilken
omfattning mänsklig verksamhet (dagvatten och gruvindustrin) påverkar omgivningen med
avseende på främst metaller. För recipienterna Brubäcken/Bruträsket och Skellefteälven har
även ingått att genom toxicitetstest, kväve-, fosfor- och cyanidanalyser samt burförsök bedöma
den aktuella påverkansgraden från anrikningsverksamheten i Boliden.
Projektet har bedrivits från april 2004 och till och med december 2005 och har omfattat tre
undersökningsområden där olika typer av provtagningar har utförts:
• 8 sjöar inklusive Bruträsket (recipient för vattnet från sandmagasinet Gillervattnet och efterklarningsmagasinet Nya Sjön) och tre referenssjöar – provtagningar av vatten, sediment och
abborrar
• Recipienterna Brubäcken/Bruträsket och Skellefteälven, samt ett referensvattendrag – provtagningar av vatten, sediment, abborrar och snäckor, samt toxicitetstester på bakterier och
kräftdjur, och burförsök med öringungar och flodkräftor.
• Dagvattnet från Bolidens samhälle – vattenprovtagningar
Sjöundersökningarna
Vid sedimentundersökningarna i sjöarna har s.k. bakgrundshalter för området kunna fastställas
som visar att den naturliga variationen är stor, från ”normala” naturliga ursprungliga halter till
en betydande naturlig tillförsel av metaller, främst av arsenik.
Vidare visar resultaten på en måttlig förhöjning av metallbelastningen i dag tillföljd av
luftutsläpp från diffusa källor som biltrafik, industrier och annan mänsklig verksamhet. I tre
sjöar, Bastuträsket, Bjurlidträsket samt Stavträsket, visar undersökningarna att belastningen är
och har varit betydande av vissa metaller. För Bastuträskets och Stavträskets del kan tillförsel
av läckagevatten från intilliggande gruvområden ha stor betydelse.
Analyser av bottensediment från Bjurlidträsket visar att metallbelastningen ökade kraftigt från
1950-talet och fram till 1980-talet för att därefter avta fram till i dag. Den största anledningen
till detta bedöms vara upp- och ombyggnader av dagvattennätet i Boliden samt att samhället
expanderade kraftigt under denna period. En bidragande orsak till detta kan vara de
inträngningar av förorenat vatten från Gillervattnet som skett vid ett par tillfällen under
perioden. En betydande tillförsel av metaller från dagvattnet till Bjurlidträsket sker även i dag.
De tidigare betydande luftutsläppen av metaller från anrikningsverket, till följd av bl.a.
användandet av sligtorkar, är en faktor som sannolikt kan ha bidragit till att det skett en
upplagring av metaller i marken. Urlakningen av dessa metaller påverkas sannolikt av olika
typer av markanvändning, t.ex. skogsbruk och dikningar. Dessa verksamheters påverkan på
metalltillförseln bedöms dock vara av underordnad betydelse i de nyss nämnda sjöarna.
4
Analyserna av metaller i abborrar visar att det inte finns någon signifikant skillnad mellan
referenssjöarna och de andra sjöarna. Halterna av kvicksilver i muskel låg under Europeiska
kommissionens gränsvärde i samtliga sjöar, frånsett tre abborrar från Stortjärnen.
Recipientundersökningarna
Sedimentundersökningarna i Bruträsket visar att bakgrundshalterna av metaller är låga över lag.
Vattenundersökningarna i Brubäcken och i referensvattendraget Finnforsån visar att
belastningen av metaller, främst krom och zink, är avsevärt högre i Brubäcken än i Finnforsån.
Även belastningen av sulfat och kväve är mycket högre i Brubäcken. Ammoniumkväve, som
har negativ inverkan på olika vattenorganismer, är den dominerande kväveformen i
Brubäcken. Den kraftiga tillförseln av ämnen orsakas huvudsakligen av vattnet från
anrikningsverksamheten i Boliden.
Vid analyser av cyanid i vatten kunde inte några mätbara halter fastställas. Provtagningar av
bottensediment i Bruträsket och i Skellefteälven, utanför Brubäckens mynning, visar dock att
cyanid lagras upp i sedimentet under vinter, framför allt i Bruträsket.
Utförda toxicitetstester samt burförsöken med öringungar och flodkräfta i Brubäcken visar inte
på någon akut toxicitet vid de tidpunkter provtagningarna/försöken utförts. En viss påverkan
från Brubäckens vatten kunde dock ses vid toxicitetstestet på kräftdjur (Daphnia magna).
Liksom för sjöarna finns inte någon signifikant skillnad mellan provtagningslokalerna när det
gäller abborrarna som fångats i Skellefteälven. Kvicksilverhalterna i muskel låg under
Europeiska kommissionens gränsvärde i samliga fiskar från älven.
Resultaten från snäckundersökningarna i Skellefteälven visar att halterna var något högre i
snäckorna från området nedströms Båtfors kraftstation jämfört med de från det nedströms
liggande Granforsmagasinet. Detta var något oväntat eftersom recipienten Brubäcken mynnar
i Granforsmagasinet. En faktor som kan ha betydelse för resultatet är att snäckorna levde på
helt olika underlag, på stenar vid Båtfors kraftstation och på stubbar i Granforsmagasinet.
Dagvattenundersökningarna
Resultaten från dagvattenundersökningarna visar att dagvattnet från den södra delen av
Bolidens samhälle bidrar med en betydande tillförsel av främst kadmium, koppar, nickel och
zink till Bjurlidträsket. Metaller i dagvatten kommer från biltrafik, luftnedfall, förbränning,
korrosion av metallkonstruktioner med mera. För Bolidens del inverkar sannolikt även
verksamheten vid Boliden Minerals industriområde samt damning från sandmagasinet
Gillervattnet.
Vattnet från det mindre skogsområde nordost om Boliden Minerals industriområde som också
ingått i dagvattenprovtagningarna innehåller mycket höga metallhalter, vilket medför en
förhållandevis stor transport av metaller jämfört med det egentliga dagvattnet från samhället.
De höga metallhalterna i vattnet från skogsområdet har sannolikt sin förklaring i att området
användes som uppsamlingsplats för dränagevatten från delar av Boliden Minerals industriområde fram till 1968.
5
1 INLEDNING
1.1 Bakgrund
En av Sveriges stora malmprovinser, Skelleftefältet, ligger delvis inom Skellefteå kommun.
Förekomsterna består av sulfidmineraliseringar, varav de flesta utgör komplexmalmer
innehållande bl.a. koppar, zink, bly, guld, silver, arsenik och svavel. Redan under slutet av
1800-talet gjordes flera iakttagelser i trakten av nuvarande Boliden på att berggrunden i
området kunde innehålla värdefulla mineralförekomster. Att det förhöll sig så bekräftades när
man i slutet av 1924 upptäcktes den s.k. Bolidenmalmen. Följden av detta blev att gruvdriften
tog fart, något som kommit att prägla Bolidenområdet sedan dess. Många nya fyndigheter har
upptäckts i området, vilket lett till att nya gruvor sett dagens ljus. Även om flera av dessa
avslutats så är fortfarande berggrunden i kommunen av stort intresse för gruvnäringen.
Genom åren har gruvnäringen medfört mängder av arbetstillfällen, och har varit och är
ekonomiskt viktig för kommunen som helhet. Gruvdrift innebär dock alltid en mer eller
mindre omfattande påverkan på den omgivande miljön, och den verksamhet som bedrivits och
som bedrivs i Skellefteå kommun utgör inget undantag. Utsläpp av t.ex. metaller och svavel
till luft och vatten har förekommit och förekommer fortfarande även om omfattningen
minskat markant till följd av de åtgärder som vidtagits under årens lopp. Även läckage av
dessa ämnen från gråbergsupplag, dammar och nedlagda gruvor samt damning från sandmagasin påverkar den omgivande miljön. De metaller och andra ämnen som gruvverksamheter (och annan mänsklig verksamhet) tillför miljön hamnar så småningom i våra sjöar och
vattendrag, vilket kan ge negativa effekter på fisk och andra vattenorganismer. Dessutom kan
markområden eller vattensystem som används som vattentäkter förorenas så att dricksvattenförsörjningen drabbas.
1.2 Syfte
Syftet med detta projekt har varit att dels fastställa vad som kan bedömas som naturliga
förhållanden i vattenmiljön i Bolidenområdet vad det gäller metaller, dels att undersöka i
vilken omfattning mänsklig verksamhet (dagvatten, gruvindustrin och skogsbruket) påverkar
omgivningen med avseende på främst metaller. För recipienterna Brubäcken/Bruträsket och
Skellefteälven ingår även att bedöma den aktuella påverkansgraden av andra ämnen från
anrikningsverksamheten i Boliden.
Projektet är i huvudsak inriktat på hur föroreningssituationen ser ut i dagsläget, men kommer
även att ge en bild av den historiska föroreningsutvecklingen i området. De metaller som
främst kommer att studeras är arsenik och de s.k. tungmetaller (bly, kadmium, kobolt, koppar,
krom, kvicksilver, nickel och zink) som finns med i Naturvårdsverkets bedömningsgrunder
för sjöar och vattendrag (Naturvårdsverket 1999). Arsenik som är en halvmetall kommer
fortsättningsvis att innefattas i benämningarna metaller och tungmetaller.
6
2 UNDERSÖKNINGSOMRÅDET
Den huvudsakliga delen av undersökningarna
är gjorda i tre avrinningsområden, Brubäckens, Klintforsåns (ner till och med Bastuträsket) och Kvarnbäckens avrinningsområden
(figur 2.1). Dessutom har den del av Finnforsåns
avrinningsområde som ligger uppströms Bergliden, använts som referens till recipienten
Brubäcken. Även Skellefteälven har omfattats
av vissa undersökningar.
Ba = Bastuträsket
Bt = Bjurlidträsket
Bv = Bjurvattnet
Br = Bruträsket
Gv = Gillervattnet
Klintforsåns
Kl = Klockträsket (Ref)
avrinningsområde
Lå = Långträsket (Ref)
Sta = Stavträsket
Sto = Stortjärnen (Ref)
Kl
Kvarnbäckens
avrinningsområde
Ba
Som bakgrund för att förstå ytvattnets sammansättning i undersökningsområdet, med avseende
på främst metaller, följer här en beskrivning av
de naturliga förhållanden och mänskliga
verksamheter som förekommer där. Beskrivningen omfattar de nämnda avrinningsområdena
frånsett Skellefteälvens.
Sta
BOLIDEN
Gv
Bv
Bt
Sto
Lå
Brubäckens
Br avrinnings-
område
Figur 2.1. Området runt Boliden, med de
avrinningsområden där undersökningarna
genomförts. Streckad linje i Finnforsåns
avrinningsområde anger avgränsning för
den del av vattendraget som använts som
referens till Brubäcken.
N
Finnforsåns
avrinningsområde
10 km
2.1 Naturgeografisk region och högsta kustlinjen
Undersökningsområdet ligger inom den naturgeografiska region som benämns Norrlands
vågiga bergkullterräng med mellanboreala skogsområden. Området genomkorsas av högsta
kustlinjen som här ligger på mellan 230-235 meter över havet, den högre nivån i den södra
delen.
7
2.2 Berggrund
Undersökningsområdet utgör den östligaste
delen av Skelleftefältet, vilket kännetecknas av
malmförande metavulkaniska bergarter längs
Skellefteälven. Dessa vulkaniter, de s.k.
Skelleftevulkaniterna, är mafiska till intermediära.
Öster om och överlagrande vulkaniterna förekommer metasedimentära bergarter, huvudsakligen bestående av metagråvackor. I gränszonen mellan vulkaniterna och metasedimenten
förekommer vanligen rikligt med sulfidmineraliseringar som t.ex. svavelkis, arsenikkis, kopparkis, blyglans och zinkblände. Dessa innehåller
värdefulla metaller som bl.a. koppar, zink, bly,
guld och silver..
Inom samtliga undersökta avrinningsområden
domineras berggrunden av mafiska till intermediära vulkaniter och metagråvackor (figur 2..2).
Dessutom förekommer metagranitoid i nordvästra delen av Klintforsåns avrinningsområde
och s.k. Revsundsgranit i nordvästra delen av
Kvarnbäckens avrinningsområde. De centrala
delarna av Brubäckens avrinningsområde består
av metagranodiorit och i Finnforsåns avrinningsområde förekommer mindre inslag av pegmatit
och metadiorit (figur 2.2).
© Sveriges
geologiska undersökning (SGU).
Metaryolit
Metagranitoid
(hydrotermalomvandlad)
Metaryolit
Klintforsåns
avrinningsområde
Kvarnbäckens
avrinningsområde
Metaryolit
Granit av
Revsundstyp
Felsisk
metavulkanit
Felsisk
metavulkanit
BOLIDEN
Metagråvacka
Brubäckens
avrinningsområde
Metagranodiorit
Pegmatit
Metagråvacka
N
Felsisk
metavulkanit
Metadiorit Finnforsåns
avrinningsområde
10 km
Pegmatit
Figur 2.2. Bergartsfördelning i området
runt Boliden.
(Från berggrundskartan Boliden SV och
Skellefteå NV, 1998. SGU serie Ai 67.
© Sveriges geologiska undersökning
(SGU). Medgivande: 30-2166/2005).
2.3 Jordarter och markslag
Den dominerande jordarten i undersökningsområdet är morän (figur 2.3), vilket avspeglas i
den övervägande andelen skogsmark (tabell 2.1). Detta markslag förekommer även i högre
terrängområden där moräntäcket är tunt eller berget går i dagen.
Torvjordarna som bygger upp områdets myrar utgör även de en förhållandevis stor andel,
särskilt i Klintforsåns avrinningsområde (tabell 2.1). De torraste torvområdena är ofta trädbevuxna (skogsmyrar), men räknas här till myrmarkerna. Andelen riktigt blöta myrar är
generellt liten.
8
Jordarter
© Sveriges geologiska undersökning (SGU).
Berg, ospecificerat
Klintforsåns
avrinningsområde
Omväxlande morän och berg
Kl
Omväxlande jord (oklassad), morän och berg
Kvarnbäckens
avrinningsområde
Morän
Isälvssediment, grovsilt--block
BOLIDEN
Svallsediment, sten--block (klapper)
Svallsediment, grus
Brubäckens
avrinningsområde
Svallsediment, sand
Lera – silt (glacial och postglacial)
N
Omväxlande torv och finkornig jordart,
ler – silt (glacial och postglacial)
Finnforsåns
avrinningsområde
Torv
Vatten
10 km
Figur 2.3. Jordarternas fördelning i området runt Boliden. Ur lokala jordartsgeologiska databasen
22K Skellefteå NV. © Sveriges geologiska undersökning (SGU). Medgivande:30-1359/2003.
Finkorniga sediment, silt och ler, förekommer sparsamt i anslutning till sjöarna i de undersökta
avrinningsområdena (figur 2.3). Vid Bjurvattnet, Kvarnbäckens avrinningsområde, liksom i
referensvattendraget Finnforsåns avrinningsområde är förekomsten av finsediment störst och
därmed också andelen odlad mark (tabell 2.1).
Tabell 2.1. Markslagsfördelning samt andel sjöyta i de undersökta avrinningsområdena samt
för den del av Finnforsåns avrinningsområde som använts som referens vid undersökningarna i recipienten Brubäcken.
Avrinningsområde
Brubäcken
Klintforsån
Kvarnbäcken
Finnforsån 1
1
Areal
(ha)
4560
8769
5025
4703
Skogsmark Myrmark
Odlad
(%)
(%)
mark (%)
74,3
15,0
0,4
69,2
23,4
0,1
76,7
13,4
1,1
80,5
15,6
1,9
Sjöyta
(%)
8,9
7,3
8,8
2,0
Tätort
(%)
1,4
-
Uppströms Bergliden.
Isälvssediment förekommer i ringa omfattning (figur 2.3), t.ex. så löper en grusås från Klockträskets nordvästra ände, söderut via Stavträsket och vidare genom Bjurvattnet.
9
Sjöandelen är tämligen lika i de undersökta avrinningsområdena, men bara en fjärdedel så stor
i referensvattendraget Finnforsåns avrinningsområde (tabell 2.1).
Bolidens samhälle ligger ungefär till hälften inom Brubäckens avrinningsområde. Den
resterande delen ligger inom Klintforsåns avrinningsområde, men inte inom den del som
undersökningarna omfattat.
2.4 Markgeokemi och biogeokemi
Markgeokemin i Skellefteå kommun är för de flesta av metallerna som ingår i denna
underökning ungefär den samma som i övriga riket (tabell 2.2). Moränens innehåll av arsenik
är däremot jämförelsevis stort. Till exempel så är arsenikhalterna kraftigt förhöjda i ett bälte
som löper i väst-östlig riktning genom undersökningsområdet (bilaga 1). Brubäckens avrinningsområde ligger helt inom detta bälte, men även övriga avrinningsområden i denna
undersökning berörs. Halterna av koppar och zink i moränen är också jämförelsevis höga i det
egentliga undersökningsområdet (bilaga 1), även om de inte avviker i kommunen som helhet.
I referensvattendraget Finnforsåns avrinningsområde är metallhalterna i moränen förhållandevis
låga, utom av arsenik som förekommer med höga halter även där (bilaga 1).
Tabell 2.2. Medianhalter för metaller i morän (mg/kg) och bäckvattenväxter(mg/kg ts)
för riket i stort och för norra delen av Skellefteå kommun. Från SGU:s
markgeokemiska och biogeokemiska databaser, medgivande 30-1023/2005.
Arsenik
Bly
Kadmium
Kobolt
Koppar
Krom
Kvicksilver 3
Nickel
Zink
Morän 1
Riket
Skellefteå
kommun
2,7
5,4
6,7
5
0,07
0,08
5,1
2,8
11,7
10,4
12,9
11,8
8,5
5,8
29,2
23
Bäckvattenväxter 2
Riket
Skellefteå
kommun
6,4
45
19,2
17,4
0,8
0,22
14,7
14,4
11,1
14,7
8,4
9,8
0,05
0,05
6,9
9,4
71,7
74,4
1
Salpetersyralakade halter
Metallhalter i bäckvattenväxter går att jämföra med metallhalter i vattenmossa i
bedömningsgrunderna (Naturvårdsverket 1999).
3
Ingår ej i analyserna av moränen
2
Biogeokemin, d.v.s. innehållet av metaller i rötter från bäckvattenväxter, visar på i stort sett
samma mönster som metallinnehållet i moränen (bilaga 2). Arsenikhalterna är höga till mycket
höga (klass 4-5) i hela kommunen enligt Naturvårdsverkets bedömningsgrunder. Förhöjda
halter (klass 3-5) av bly, kadmium, koppar och zink finns i bäckvattenväxterna inom den del
av undersökningsområdet där metallhalterna i moränen är högst, d.v.s. huvudsakligen inom
Brubäckens avrinningsområde. Kobolt- och nickelhalterna i bäckvattenväxterna är låga till
höga (klass 2-4) i undersökningsområdet, vilket även är fallet i stora delar av övriga
10
kommunen. Uppmätta metallhalter (frånsett arsenik) i bäckvattenväxter i Finnforsåns
avrinningsområde är genomgående lägre än i avrinningsområdena runt Boliden.
2.5 Mänskliga verksamheter
Skogbruk och jordbruk
Till följd av den stora andelen skogsmark så har skogsbruk bedrivits på den areellt största
delen av avrinningsområdena. Några större jordbruksenheter har det däremot inte funnits i
området.
Gruvverksamheter
Förekomsten av sulfidmineraliseringar i undersökningsområdet, med höga halter av t.ex.
koppar, bly, zink, silver och guld, har gjort att gruvverksamheter bedrivits på flera platser.
Inom Klintforsåns avrinningsområde har den mest omfattande gruvverksamheten förekommit
vid Kankbergsgruvan som ligger söder om sjön Bastuträsket. Malmen består i huvudsak av en
finkornig komplexmalm som till övervägande del består av svavelkis, zinkblände och
magnetkis (Rantalankila 1995). Brytning av malmen har skett i dagbrott mellan 1967-1969
och mellan 1988-1997 bedrevs underjordsbrytning. Sen dess har gruvan varit vilande. Fram
till 1989 var Bastuträsket recipient till gruvan, men därefter har allt gruv- och dagvatten
överförts till sandmagasinet Gillervattnet. Även dränagevattnet från gråbergshögarna och de
vittrande upplagen förs över dit. Bräddning av vatten från gruvan och upplagen har dock
inträffat vid ett antal tillfällen.
En mindre försöksbrytning av en tellur-vismut malm och av aluminiumrika bergarter gjordes
på Mångfallsberget under 1930-talet. Ett gruvhål och en mindre varphög är det som finns kvar
efter brytningen. Recipient till gruvan är Stortjärnen nedströms Bastuträsket som avvattnas till
Klintforsån.
Klintforsån var också recipient till gruvverksamheten i Boliden (Bolidengruvan och anrikningsverket) fram till 1953. Vattnet från ett mindre sandmagasin norr om Boliden leddes via
Stormyrbäcken ut i Klintforsån ett par kilometer nordväst om Bolidens samhälle.
Sandmagasinet efterbehandlades genom moräntäckning 1970.
Dränagevatten från den s.k. Tippen, som består av 1000 000 m3 avrymningsmassor från
Bolidengruvan, har också belastat bäcken och ån sedan verksamheten började. Området
användes även som soptipp för Bolidens samhälle en tid. För att behandla läckagevattnet från
Tippen och därmed minska påverkan på Klintforsån byggdes 1991 en kalkningsanläggning
med sedimentationsdammar. På senare år har dock anläggningen blivit allt mer sliten och
kalkningsinsatsen bristfällig. En upprustning av anläggningen har påbörjats för att förbättra
kvaliteten på vattnet från Tippen.
En annan metallkälla som påverkar Stormyrbäcken är det mindre markområde nordöst om
Boliden Minerals industriområde som fram till 1968 tog emot dränagevatten från delar av
industriområdet. Vattnet från detta område rinner idag ut i Stormyrbäcken utan någon
behandling.
11
Brubäcken har sedan 1953 varit recipient till sandmagasinet Gillervattnet. Magasinet tillförs
stora mängder svavel och metaller via anrikningssanden och sedan 2003, då cyanidlakningen
startade, även mycket stora mängder kväve. Detta tillsammans med olika restprodukter av
flotationskemikalier (innehållande bl.a. fosfat och krom) belastar Brubäcken. För att förbättra
fällningen av metaller samt för att förhindra s.k. surstötar tillförs stora mängder kalk både i
anrikningsverket och vid den kalkningsanläggning som uppfördes 1991 vid utloppet från
sandmagasinet.
En annan verksamhet som haft Brubäcken till recipient är Långselegruvan. Malmen där
bestod huvudsakligen av zinkhaltig svavelkis och hade den högsta kvicksilverhalten i
Skelleftefältet. Brytningen som pågick mellan 1956-1991 bedrevs främst under jord.
Gruvvattnet som uppkom under driftperioden avleddes via anrikningsverket till Gillervattnet,
men kom från och med 1981 att ledas till Brubäcken efter att det genomgått en kemisk rening.
En viss efterbehandling av gruvområdet gjordes 1995 och dränagevattnet från området har
därefter avrunnit till Brubäcken via ett dike.
Inom Kvarnbäckens avrinningsområde har också gruvverksamheter bedrivits. Gruvorna
Åkulla Västra och Åkulla Östra ligger på östra sidan Stavträsket, på sluttningen ner mot sjön.
Brytningen av de i huvudsak svavelkisrika malmerna bedrevs mellan 1947-1957 respektive
1997–1998. Stavträsket var recipient till Åkulla Västra under driften, medan vattnet från
Åkulla Östra pumpades via ett dikessystem till Gillervattnet. De båda gruvområdena
efterbehandlades till viss del 1999. En ytterligare påverkan på avrinningsområdet innebär
läckagevattnet från en av dammarna till klarningsmagasinet Nya Sjön (Brubäckens
avrinningsområde). Läckagevattnet rinner ut i Gillervattsbäcken som mynnar i sjön
Bjurvattnet.
Bolidens samhälle
Efter upptäckten av Bolidenmalmen 1924 dröjde det inte länge förrän byggandet av främst
bostäder och vägar tog fart. Samhället tillväxte snabbt under det följande årtiondet. Även från
1960-talet och fram till och med början av 1980-talet expanderade samhället kraftigt. Nya
villaområden (ca 200 villor) i södra och sydvästra delen av samhället växte fram under denna
period, vilket innebar att den bebyggda arealen som avvattnades via dagvattennätet till
Nymyrbäcken mer än fördubblades.
Under 1960-talet anlades även ett väl utbyggt dagvattennät i samband med en upprustning av
gatunätet. Senare under 1980-talet restaurerades dagvattennätet. Inför denna åtgärd gjordes en
del undersökningar för att hitta källan till de höga metallhalter som uppmätts i det dag- och
spillvatten som avleddes till Gillervattnet. Undersökningarna visade på att det sannolikt
använts sulfidhaltigt material från gruvverksamheten i ledningsgravar och vid byggande av en
del gator. Under mitten av 1970-talet började dag- och spillvattnet att separeras. Ett
avloppsreningsverk för omhändertagande av spillvattnet blev klart att tas i drift under 1986.
Bräddning av spillvatten ut i dagvattennätet har därefter förekommit vid några enstaka
tillfällen.
Det dagvatten som avrinner från gator och andra hårdgjorda ytor innebär att metaller och
andra ämnen transporteras ut i den naturliga vattenmiljön. Dagvattnet från den norra delen av
samhället avleds idag via Stormyrbäcken till Klintforsån och från den södra delen till
Nymyrbäcken som mynnar i Bjurlidträsket.
12
3 SJÖAR I BOLIDENOMRÅDET
3.1 Metod
Vid de inledande studierna av området kring Boliden noterades inom vilka avrinningsområden som gruvverksamheter av betydelse pågår eller pågått. Brubäckens, Klintforsåns och
Kvarnbäckens avrinningsområden uppfyllde något av dessa kriterier. Från avrinningsområdena valdes sju av de största sjöarna ut för undersökningarna (figur 3.1). Fem sjöar
bedömdes vara mer eller mindre påverkade av den närliggande gruvverksamheten, medan två
sjöar knappast varit utsatta för någon tillförsel av metallförorenat vatten och därför kan
fungera som referenssjöar för området. Det skall dock påpekas att hela området i någon mån
är och har varit påverkat av de gruvverksamheter som bedrivits i regionen, genom t.ex.
luftutsläpp eller damning från sandmagasinet Gillervattnet. Därför jämförs resultaten från
sedimentundersökningarna även med data från Maurträsket i Storumans kommun (Rönnblom
1999). Maurträsket ligger i ett område med liknande mineraliseringar som Bolidenområdet,
men var vid tiden då proverna togs inte påverkat av någon gruvverksamhet.
Boliden
Figur 3.1. Undersökningsområdet runt Boliden. Sjöar i Brubäckens, Klintforsåns och
Kvarnbäckens avrinningsområden (streckad linje), recipienterna Brubäcken
och Skellefteälven, dagvattnet från Bolidens samhälle samt ett antal
referenslokaler (understrukna) ingick i undersökningarna under 2004-2005.
Några provtagningsplatser i Skellefteälven och Finnforsån ligger inte inom det
redovisade området.
13
Utifrån de resultat som framkom under 2004 gjordes fördjupade undersökningar i fyra av
sjöarna, Bruträsket, Bastuträsket, Bjurlidträsket och Stavträsket, under 2005. Sjön Klockträsket tillkom som referenssjö till Bastuträsket vid dessa undersökningar. De sjöar som
valdes ut för undersökningarna i Bolidenområdet redovisas tillsammans med närliggande
verksamheter och möjlig påverkan i tabell 3.1.
Tabell 3.1. Sjöar som undersöks i projektet ”Metaller i Bolidenområdets vattenmiljöer –
naturligt tillstånd och mänsklig påverkan” samt uppgifter om avrinningsområde,
närliggande verksamhet samt eventuell påverkan.
Sjö (avrinningsområde)
Bastuträsket
(Klintforsån)
Verksamhet – eventuell påverkan
Kankbergsgruvan (vilande) – läckage från pumpdammar,
gråbergsupplag och tidigare förorenade
markområden.
Bjurlidträsket
Bolidens Minerals verksamhet1 – ev. läckage från industri(Brubäcken)
området samt ev. inträngning av vatten från
sandmagasinet Gillervattnet.
Bolidens samhälle – dagvatten och behandlat avloppsvatten
Bjurvattnet
Gruvorna Åkulla Östra och Västra (påbörjad efterbehandling)
(Kvarnbäcken)
– indirekt påverkan via Stavträsket
Efterklarningsmagasinet Nya Sjön – tillförsel av
dränagevatten från damm F via Gillervattsbäcken
Bruträsket
Bolidens Minerals verksamhet1 – ev. läckage från industri(Brubäcken)
området samt vatten från anrikningsverksamheten
via Gillervattnet och Nya Sjön
Långselegruvan (efterbehandlad) – läckage från det tidigare
gruvområdet
Klockträsket - referenssjö Ingen känd (tillkom som referenssjö till Bastuträsket vid de
(Klintforsån)
utökade undersökningarna under 2005)
Långträsket - referenssjö Ingen känd
(Brubäcken)
Stavträsket
Gruvorna Åkulla Östra och Västra (påbörjad efterbehandling)
(Kvarnbäcken)
– bräddning av vattenfyllda dagbrott samt läckage
från tidigare förorenade markområden.
Stortjärnen - referenssjö
Ingen känd
(Brubäcken)
1
Inkluderar både tidigare verksamheter och den pågående driften av anrikningsverket / sandmagasinet
3.1.1 Vatten
För att få en bild av tillståndet i de utvalda sjöarna togs den 22 september 2004 (efter
höstcirkulationen) vattenprover på 0,1 m djup i utloppen från sjöarna (figur 3.2). Analyserna
av dessa prover omfattade fysikaliskt-kemiska parametrar, totalkväve och totalfosfor. En
liknande provtagning gjordes den 26 och 30 maj, 2005 (efter vårcirkulationen). Vid detta
tillfälle togs även prover i ett antal inlopp till Bjurlidträsket, Bastuträsket och Stavträsket
(figur 3.2) för att undersöka de olika tillrinningsområdenas bidrag till metallbelastningen i
sjöarna.
14
A
B
Figur 3.2. Provtagningsplatser i de utvalda sjöarna A) nordväst respektive B) sydväst om
Boliden. In- och utlopp = röda punkter, sediment inklusive bottenvatten = stjärnor.
Svart streckad linje anger avrinningsområdesgränser.
15
Vid de utökade undersökningarna under 2005 togs i april prov på ytvatten (0,5 m under is)
och bottenvatten (0,5 m över botten) i Bastuträsket (punkt 4) och Bjurlidträsket (punkt 3,
figur 3.2). Avsikten med dessa provtagningar var att få en bild av metallernas och syrets
fördelning i djupled för att bedöma om det sker någon tillförsel av metaller från sedimentet
under senvintern. I Bastuträsket togs prover på ytterligare tre djupnivåer samt vid in- och
utlopp. Provtagningar av syre och syremättnad gjordes i fält med en syremätare av typ WTW
Oxi 323, i Bastuträsket på varannan meter.
Prover på bottenvatten (0,5 m över botten i 3-5 djuphålor/sjö) togs även i juli 2005 i
Bastuträsket (inkl. referenssjön Klockträsket), Bjurlidträsket samt Stavträsket. Dessa prover
togs i samband med de sedimentprovtagningar som gjordes för att undersöka metallbelastningens utbredning i sjöarna (figur 3.2). Vattenproverna togs med en s.k. Ruttnerhämtare vid provtagningarna i april och juni 2005.
Samtliga prover tagna under 2005 har analyserats med avseende på pH, alkalinitet och
metaller (totalhalter). Därtill har andra fysikaliskt-kemiska parametrar, totalkväve, totalfosfor
och cyanid analyserats på vissa prover. Analyserna har utförts av Alcontrol AB i Umeå,
undantaget cyanidanalyserna för vilka Analytica i Stockholm AB anlitats. När halter under
laboratoriernas rapporteringsgränser, s.k. ”mindre än-värden”, redovisats har halva värdet
använts för att möjliggöra beräkningar och skapande av diagram.
3.1.2 Sediment
Genom provtagning av sediment kan man få upplysningar om tillståndet i sjöarna, både i
dagsläget och långt bakåt i tiden. Detta är möjligt tack vare att en stor del av de partiklar och
ämnen som tillförs sjön från atmosfären och avrinningsområdet sedimenterar på sjöarnas
ackumulationsbottnar. Tack vare denna process kan sedimentet betraktas som ett slags
historiskt arkiv med lagrade uppgifter om t.ex. markanvändning och föroreningspåverkan i
avrinningsområdet. Den ytligaste delen av sedimentet beskriver dagens situation, medan man
förflyttas allt längre bakåt i tiden ju djupare i sedimentet man tränger ner. Det finns dock
faktorer som kan påverka fördelningen av metaller i sedimentet och därmed försvåra
tolkningen av analysresultaten t.ex. omblandning orsakad av vattenrörelser eller organismer,
varierande sedimentationshastighet och processer som påverkar metallernas rörlighet i
sedimentet.
Under juni och augusti 2004 togs en s.k. sedimentpropp vardera från de utvalda sjöarna.
Sedimentpropparna togs i sjöarnas djuphålor (figur 3.2 och tabell 3.2) med en rörprovtagare
av typ HTH (70 mm rördiameter). När proverna togs ut undveks det yttersta lagret (ca 5 mm)
av proppen för att i möjligaste mån undvika påverkan från nedsmetat material, något som
uppkommer på grund av friktionen mellan sedimentet och provtagarrörets insida.
Sedimentproppen från Bjurlidträsket analyserades i hela sin längd (33,5 cm). De översta 10
centimetrarna delades upp i en centimeter tjocka prov, medan det djupare sedimentet delades
upp i prov om två centimeter. I de övriga sjöarna begränsades analyserna till att omfatta
ytsedimentet (0-5 cm sedimentdjup), en bakgrundsnivå (ca 30 cm sedimentdjup) samt den
djupaste nivån om proppen var betydligt längre än 30 cm. Bakgrundsnivån visar tillståndet
före gruvindustrins etableringen i området.
16
I april 2005 togs ännu en sedimentpropp i Bjurlidträsket. Den togs i samma djuphåla (punkt 3,
figur 3.2 B) som vid provtagningen 2004. Syftet var att möjliggöra en s.k. bly (Pb)-210datering, en metod som medger datering upp till ca 150 år bakåt i tiden. Genom att datera
sedimentet kan man få en uppfattning om när i tiden förändringar i t.ex. metallbelastningen på
sjön inträffat.
Proppen delades upp med samma intervall som proppen från 2004. Torrsubstanshalten
bestämdes genom att proverna torkades i 60ºC till konstant vikt, vilket gjordes på miljöavdelningen, Skellefteå kommun. Därefter utfördes glödförlustbestämning på hälften av det
torra materialet från varje prov, vilket gjordes av Alcontrol i Linköping. På den resterande
delen av proverna gjordes en Pb-210-datering. Den modell som användes var den s.k. CRSmodellen (Flett Research Ltd 2005; Appelby 2001) och analys och modellering utfördes av
Flett Research Ltd., Kanada. Modelleringar utifrån bakgrundsaktiviteten för Pb-210 gjordes
på två nivåer, 18-22 cm respektive 23-25 cm sedimentdjup. Medelåldern av de båda
modelleringarna för varje daterad sedimentnivå bedömdes vara den aktuella åldern på
sedimentet. Utifrån glödförlustkurvorna korrelerades den daterade sedimentproppen ihop med
den som analyserats på metaller. Vidare beräknades sedimentationshastigheten (mm/år) för
den västra delen av Bjurlidträsket mot bakgrund av den gjorda dateringen.
Tabell 3.2. Max- och medeldjup i de utvalda sjöarna i Bolidenområdet och djupet vid provpunkterna (djuphålorna) för sedimentprovtagningarna under 2004 och 2005. I Bjurvattnet, Bruträsket, Klockträsket, Långträsket och Stortjärnen togs endast sedimentpropp i vardera sjön. Långträsket och Stortjärnen är ej systematiskt lodade.
Sjö
Max-/medeldjup
(m)
Provpunkt
(djuphåla)
Provtagningsdjup
(m)
Bastuträsket
26,4 / 6,7
Bjurlidträsket
6,6 / 2,8
Punkt 1
Punkt 2
Punkt 3
Punkt 4
Punkt 5
Punkt 1
Punkt 2
Punkt 3
Bjurvattnet
Bruträsket
Klockträsket
Långträsket
Stavträsket
11,6 / 3,3
6,3 / 2,7
8,9 / 3,5
ca 11-12 / 16,0 / 3,3
11,5
16,4
17,3
16,3
15,4
3,4
6,0
6,0
8,9
6,3
7,3
10,5
5,5
7,8
5,7
7,6
16,1
6,0
Stortjärnen
Punkt 1
Punkt 2
Punkt 3
Punkt 4
Punkt 5
ca 6-7 / -
17
I Bastuträsket, Bjurlidträsket och Stavträsket genomfördes en mer omfattande sedimentprovtagning under juni 2005. Prover togs i 3-5 djuphålor per sjö (figur 3.2 och tabell 3.2), för
att få en bild av utbredningen av metaller i dessa sjöar. Som referens till Bastuträsket togs
även en propp i Klockträsket. Med denna metod är det möjligt att lokalisera var belastningen
på en sjö är störst, vilket även kan ge information om var i ett avrinningsområde källan till
utsläppen finns. Ytsediment (0-1 och 1-3 cm) provtogs vid alla punkter och prov från 30 cm
sedimentdjup i en till två djuphålor per sjö.
Vid samtliga sedimentprovtagningar har sedimentet från ungefär 30 cm sedimentdjup och
djupare bedömts motsvara s.k. bakgrundsnivåer, vilket innebär att sedimentet har avsatts före
någon betydande mänsklig påverkan förekom i området. Uppmätta halter på dessa nivåer,
fortsättningsvis benämnda bakgrundshalter, har använts som jämförvärden vid bedömning av
avvikelser från jämförvärden enligt Naturvårdsverkets bedömningsgrunder (Naturvårdsverket
1999).
Proverna har, där inget annat angetts, analyserats med avseende på metaller (aluminium,
antimon, arsenik, barium, bly, järn, kadmium, kalcium, kalium, kobolt, koppar, krom,
kvicksilver, magnesium, mangan, natrium, nickel, strontium, silver och zink) svavel,
torrsubstans och glödförlust (ofta använt som ett mått på andelen organiskt material). I
Bjurlidträsket, Bjurvattnet, Bruträsket, Stavträsket och Stortjärnen har dessutom totalhalter av
kväve och fosfor analyserats vid några tillfällen. När halter under laboratoriernas
rapporteringsgränser (”mindre än-värden”) redovisats, har halva detta värde använts för att
möjliggöra beräkningar och skapande av diagram.
På grund av att mindre lämpliga provkärl tillhandahölls under 2004 kunde inte torrsubstansoch glödförlusthalt bestämmas för en stor del av proven. Fungerande provburkar har dock
använts från och med augusti 2004. Analyserna har utförts av Alcontrol AB i Linköping
(torrsubstans, glödförlust, metaller, kväve, fosfor och svavel) och Analytica i Stockholm AB
(cyanid).
En kontroll för att se om det finns något samband mellan metallhalterna och glödförlusthalten
i sedimentet kan göras genom att korrelera dessa mot varandra. I denna undersökning har
detta gjorts på halterna i Bjurlidträsket och Stavträsket, eftersom ett tillräckligt antal
glödförlustanalyser som grund för beräkningarna endast erhölls från dessa sjöar. Även andra
eventuella samband har undersökts i en del fall. Korrelationerna har utförts med analysverktyget ”Korrelation” i tilläggsprogrammet Analysis ToolPak i Excel.
För att få en uppfattning om hur metallhalterna påverkas av variationer hos glödförlusthalten i
sedimentet har en normalisering av metallhalterna mot glödförlusthalten gjorts för de sjöar där
ett samband påvisats mellan dem. Metallhalterna har då räknats om till att gälla för
glödförlusthalten på bakgrundsnivån.
3.1.3 Abborrar
Undersökningen av abborrar, Perca fluviatilis, som genomfördes under 2004 gjordes för att se
om tillståndet i sjöarnas vatten och sediment återspeglas i biota. Fisket genomfördes
huvudsakligen under slutet av juli-början av augusti i Bastuträsket, Bjurlidträsket, Bjurvattnet,
Stavträsket och Stortjärnen, i Långträsket i månadsskiftet augusti-september. I Bruträsket
fiskades det inte på grund av att det inte finns någon fisk i sjön (Granér 2003).
18
Till stor del utfördes fisket av personer från lokala fiskevårdsområden och byaföreningar, i
huvudsak genom mete och spinnfiske. I Stortjärnen och Långträsket fiskades abborrarna upp
med mjärde respektive översiktsnät av personal från miljöavdelningen, Skellefteå kommun.
Målsättningen var att från varje sjö analysera 10 abborrar i storleksklassen 15-20 cm på
kvicksilver i muskel och metaller (arsenik, bly, kadmium, kobolt, koppar, krom, kvicksilver,
mangan, nickel och zink) i lever. På grund av brist på tillräckligt små abborrar fick storleksintervallet utökas något. Större fiskar än 20 cm har analyserats för Bastuträsket (4 st),
Bjurlidträsket (1 st), Långträsket (2 st) och Stavträsket (3 st). Ändå kunde 10 fiskar endast
analyseras från en sjö, Stortjärnen. I övrigt varierade antalet analyserade abborrar mellan sex
och nio stycken per sjö.
Frampreparering av ryggmuskel, lever, otoliter (öronstenar) och gällock gjordes vid
miljöavdelningen, Skellefteå kommun. Samtidigt mättes abborrarnas totalvikt och totallängd.
Provprepareringen utfördes enligt manualen för Nordic Environmental Specimen Banking
(Nordiska ministerrådet 1995), frånsett att levern inte vägdes. Åldersbestämningen gjordes av
personal från miljöavdelningen efter det att åldern hos 10 stycken abborrar ”kalibrerats” mot
åldersbestämning av samma fiskar utförd vid Sötvattenslaboratoriet. Årlig tillväxt (g/år) och
konditionsfaktorn (CF), som används som ett sätt att bedöma fiskarnas kondition på,
beräknades för abborrarna. Konditionsfaktorn beräknades enligt:
CF = totalvikt (g) * 100 / (totallängd (cm))3
För analys av metaller i lever och kvicksilver i muskel anlitades Analytica AB i Luleå.
Rapporteringsgränserna för metallerna (mindre än-värden) varierar mellan olika individer,
vilket beror på skillnader i provmängd. Detta orsakas av att levern hos fiskar i denna
storleksklass är mycket liten. För prov där halterna ligger under rapporteringsgränsen har
halterna satts till halva denna för att möjliggöra beräkningar och statistiska analyser.
Statistiska beräkningar för att avgöra om det finns någon skillnad i halter och ålder mellan
abborrarna från referenssjöarna och de övriga sjöarna har gjorts genom variansanalyser
(ANOVA) i programmet SYSTAT 11. För att undanröja eventuella skillnader i halter till följd
av åldersskillnader hos fiskarna från de olika sjöarna, sattes ålder som covariat vid de
statistiska beräkningarna. Vid analyserna valdes signifikansnivån, α = 0,05. För arsenik, bly,
krom och nickel har mätbara halter endast mätts upp i ett fåtal individer. Därför har det inte
varit meningsfullt att göra några statistiska analyser för dessa metaller.
3.1.4 Skogsavverkningar inom Bjurlidträskets tillrinningsområde
För att undersöka vad som ligger bakom haltvariationerna hos metallerna i Bjurlidträskets
sediment gjordes bland annat en studie av skogsavverkningarnas omfattning i sjöns
tillrinningsområde. Utifrån data över beståndsålder och beståndsareal från Norra Skogsägarna,
Boliden Mineral AB, Skogsstyrelsen samt ett antal privata skogsägare har årtal då
avverkningar genomförts inom området kunnat fastställas. Genom att lägga till fem år till
beståndsåldern har ungefärligt avverkningsår fastställts.
19
3.2 Resultat
Resultaten från undersökningarna redovisas i stor utsträckning i diagram eller tabeller. För att
underlätta tolkningar av vatten- och sedimentundersökningarna har de klassindelningar som
redovisas i Naturvårdsverkets ”Bedömningsgrunder för miljökvalitet – sjöar och vattendrag”
(Naturvårdsverket 1999) använts i tabeller, diagram och den löpande texten. Klassindelningen
utgår från en femgradig skala; klass 1 = blått, klass 2 = grönt, klass 3 = gult, klass 4 = orange
och klass 5 = rött. I de fall skalan relaterar till effekter utgör klass 1 ett tillstånd där inga
kända negativa effekter finns på miljö och hälsa. De följande klasserna beskriver successivt
allt större negativa effekter.
När det gäller sediment och jämförelse med bakgrundshalter innebär klass 1 ingen eller
obetydlig avvikelse från bakgrundshalten. De följande klasserna rapporterar vatten som i
ökande omfattning är förorenade av lokala eller mer diffusa utsläppskällor. Noteras skall att
de utförda undersökningarna inte alltid uppfyller de krav på t.ex. provtagningsfrekvens eller
antal prov som bedömningsgrunderna föreskriver.
Fullständiga analysresultat från de redovisade undersökningarna redovisas i bilagorna 3-5.
3.2.1 Vatten
Resultaten från de provtagningar av vatten (in- och utloppsvatten samt yt- och bottenvatten)
som gjorts under 2004 och 2005 redovisas huvudsakligen i den ordning de genomförts. De
bottenvattenprover som togs i djuphålor i Bastuträsket, Bjurlidträsket, Klockträsket och
Stavträsket i juli 2005, redovisas tillsammans med resultaten från de samtidiga sedimentprovtagningarna i kapitel 3.2.2.
Sjöarnas utlopp, 2004 och 2005
Analyserna från provtagningarna i sjöarnas utlopp (september 2004 och maj 2005) visar att
samtliga sjöar förutom Bruträsket utgör en tämligen homogen grupp med normala värden för
sjöar i regionen (tabell 3.3). Ur försurningshänseende var tillståndet bra, pH 7 eller högre
(klass 1) och buffertkapaciteten god, över 0,13 (klass 2). Avvek från detta gjorde Bruträsket
(pH 6,6) och Stortjärnen (pH 6,7 och alkaliniteten 0,08 mekv/l).
Kväve- (N) och fosforanalyserna (P) visar att sjöarna är tämligen näringsfattiga (total-N < 310
µg/l och total-P < 10,5 µg/l) frånsett Bruträsket. Där är kväve- och fosforhalterna mycket
höga (klass 5) respektive höga (klass 4). Av Bruträskets kväve utgör ca hälften ammoniumkväve (NH4-N) och av fosforn är ca 3 % fosfatfosfor (PO4-P).
Ljusförhållandena i sjöarna varierar inom ett ganska stort intervall, färgtalet 30-195 mg Pt/l
och turbiditeten 0,5-1,6 FNU (tabell 3.3). Mängden organiskt material (TOC) och den
kemiska syrgasförbrukningen (CODMn) uppvisar samma mönster som färgtalet. Klaraste
vattnet och lägsta TOC- och CODMn-halterna har Långträsket, medan Stortjärnen är den
humösaste sjön, d.v.s. vattnet innehåller mycket humus som bidrar med organiskt material
som kan gynna produktionen, men som även kan leda till syretäring i bottenvattnet och dåliga
ljusförhållanden.
20
Tungmetallhalterna i sjöarnas vatten var vid provtagningstillfället mycket låga till låga (klass
1-2) i maj 2005, frånsett Bruträsket som hade måttligt höga halter (klass 3) av arsenik,
kadmium, koppar, krom och zink (tabell 3.3). Även Bastuträsket, Bjurlidträsket och
Bjurvattnet uppvisade måttligt höga halter av koppar. Inte i någon av sjöarna översteg
kvicksilverhalten rapporteringsgränsen 0,005 µg/l. Beträffande konduktiviteten så uppvisade
Bruträsket mycket hög jonstyrka (75 mS/m) jämfört med de övriga sjöarna (3,1-6,2 mS/m).
Detta förklaras av de höga halterna av bl.a. baskatjoner (kalcium, kalium, magnesium och
natrium), sulfat, klorid och kvävefraktionerna.
Tabell 3.3. Vattenkemiskt tillstånd i de utvalda sjöarna i Bolidenområdet. Värdena baseras på
ett till två provtagningstillfällen, 22 september 2004 respektive 26 och 30 maj
2005, i sjöarnas utlopp. Metallhalterna avser totalhalter. Klassindelningen enligt
Naturvårdsverkets bedömningsgrunder (Naturvårdsverket 1999) har markerats
med den rekommenderade färgskalan.
Variabel
Enhet
Bastuträsket
Bjurlidträsket
Bjurvattnet
Bruträsket
Långträsket
Stavträsket
Stortjärnen
7
0,15
110
1,1
14
9,4
4,6
7
0,23
62
1,3
10
8,6
6,2
6,6
0,12
75
0,8
10
7
75
7
0,14
30
0,7
7
6,1
3,8
7,1
0,19
90
0,7
12
8,9
5,5
6,7
0,08
195
1,6
18
12,5
3,1
pH
Alkalinitet
Färg
Turbiditet
CODMn
TOC
Konduktivitet
mekv/l
mg/l Pt
FNU
mg/l
mg/l
mS/m
7,1
0,16
90
0,5
12
8,6
5,5
Sulfat, SO42Klorid, Cl
Kalcium, Ca
Kalium, K
Magnesium,
Natrium, Na
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
6,85
1
6,55
0,57
0,735
1,3
4,9
1,7
5,05
0,66
0,69
1,4
9,25
1,4
7,4
0,79
1,05
1,5
244,5
7,8
130
4,9
2,95
17
4,15
<1,0
3,75
0,47
0,69
0,97
6,6
1,2
6,6
0,31
0,77
0,94
3,4
<1,0
2,95
0,43
0,51
1
Kväve tot, N
NH4 -N
NO2- + NO3- -N
NO2- -N
Fosfor tot, P
PO42- -P
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
240
8
26
2
5,5
<2
310
6
<5
2
10,5
<2
260
12
<5
2
8
3
5250
2600
1700
66
73
2
245
38
<5
2
6
<2
255
6
5
2
5,5
<2
310
18
20
3
9
<2
Aluminium, Al
Barium, Ba
Järn, Fe
Kobolt, Co
Kvicksilver, Hg
Mangan, Mn
Strontium, Sr
Arsenik, As
Bly, Pb
Kadmium, Cd
Koppar, Cu
Krom, Cr
Nickel, Ni
Zink, Zn
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
100
6,1
360
0,21
<0,005
68
18
1,6
0,1
0,01
6,9
0,38
0,7
14
140
7,4
710
0,19
<0,005
100
17
4
0,4
0,03
6,2
0,08
0,6
17
62
4,3
180
0,04
<0,005
9
19
1,5
<0,1
<0,01
3,8
0,03
0,3
7
160
15
910
1,8
<0,005
160
120
12
1
0,13
3,8
7
1,6
57
42
6,4
95
0,03
<0,005
27
12
1,4
0,1
<0,01
1,2
0,11
0,2
7
58
4,6
200
0,04
<0,005
20
14
2,3
<0,1
<0,01
0,8
0,33
0,4
6
180
5,8
1200
0,16
<0,005
56
12
4
0,6
0,01
0,9
0,05
0,3
6
21
Yt- och bottenvatten i Bjurlidträsket, april 2005
Provtagningarna gjordes vid punkt 3 (figur
3.2 B) i den västra delen av sjön.
Istjockleken var ca 60 cm tjock. Vattenkvaliteten var vid provtagningstillfället
förhållandevis bra ur försurningssynpunkt
(klass 1-2, tabell 3.4). Färg och turbiditet
var något högre i bottenvattnet.
Konduktiviteten var dubbelt så hög i
bottenvattnet som i ytvattnet, vilket även
syns i de högre halterna av t.ex.
baskatjoner (Ca, K, Mg, Na) och metaller i
bottenvattnet. Syretillståndet var rikt (klass
1) i ytvattnet, men minskar tämligen
konstant till svagt (klass 3) vid botten.
Näringstillståndet visade på måttligt
höga halter av kväve (klass 2) och låga
halter av fosfor (klass 1). Ammoniumkvävehalten var högre i ytvattnet, medan
halten av nitrit och nitrat var högre i
bottenvattnet. Flertalet metaller, t.ex.
barium, järn, kobolt, mangan, strontium,
arsenik och zink, förekom i tydligt högre
halter i bottenvattnet jämfört med
ytvattnet. Dock förekom endast koppar
och zink (bottenvattnet) i förhöjda halter
(klass 3).
Tabell 3.4. Vattenkemiskt tillstånd i yt- och
bottenvatten i västra delen av
Bjurlidträsket, april 2005. Metallhalterna avser totalhalter. Klassindelning enligt Naturvårdsverkets bedömningsgrunder (Naturvårdsverket 1999) har markerats
med den rekommenderade färgskalan. Syre- och temperaturprovtagning vid varje meter* gjordes
i fält med en syremätare av typ
WTW Oxi 323.
Variabel
Djup
Datum
Temperatur
pH
Alkalinitet
Färg
Turbiditet
TOC
Konduktivitet
Syre
Syremättnad
Enhet
Bjurlidträsket
Yta (1 m)
2005-04-11
ºC
2,3
6,6
mekv/l
0,11
mg/l Pt
100
FNU
0,5
mg/l
9,6
mS/m
4
mg/l
10,6
%
76
Botten (6 m)
2005-04-11
4,5
6,7
0,39
130
1,1
10
8,6
3,8
29
Sulfat, SO42Kalcium, Ca
Kalium, K
Magnesium, Mg
Natrium, Na
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
5,1
4,4
0,56
0,63
1,3
7,5
10
0,81
1,1
2,7
Kväve tot, N
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
380
61
100
2
9
<2
430
4
190
2
10
2
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
86
0,1
6,1
510
0,05
<0,005
17
<0,02
16
2,9
0,7
0,06
6
0,6
0,5
93
0,1
12
1000
0,42
<0,005
350
0,05
30
4,2
0,6
0,08
9
0,02
0,6
µg/l
17
31
NH4 -N
NO2- + NO3- -N
NO2- -N
Fosfor tot, P
PO42- -P
Aluminium,
Antimon, Sb
Barium, Ba
Järn, Fe
Kobolt, Co
Kvicksilver, Hg
Mangan, Mn
Silver, Ag
Strontium, Sr
Arsenik, As
Bly, Pb
Kadmium, Cd
Koppar, Cu
Krom, Cr
Nickel, Ni
Zink, Zn
Provtagningsdjup
mg/l
Syre*
Syremättnad* %
Temperatur* º C
22
1m
11,9
87
1,6
2m
11,2
84
2,5
3m
9,3
71
3,2
4m
6,8
52
3,6
5m
6,5
51
3, 8
6m
4,9
38
4,1
Bastuträsket, djupprofil samt in- och utlopp, april 2005
Vid provtagningarna i Bastuträsket (punkt 4)
i april 2005, var isen ca 60 cm tjock. Prover
togs på ca 1 m, 7,5 m, 13,5 m, 14,5 m samt
15,5 m djup räknat från isens överkant.
Totalhalterna av kväve och fosfor var låga
respektive mycket låga både i yt- och
bottenvattnet. De flesta av metallerna visar
på konstanta halter från ytan och ner till 13
m djup för att i de djupaste proven göra en
mer eller mindre kraftigt haltökning.
Halterna är dock mycket låga till låga (klass
1-2), för arsenik måttligt höga (klass 3),
även i det djupaste provet. De redoxkänsliga
metallerna järn och mangan visar den största
ökningen. Koppar och zink visar på en
annan fördelning i djupled. Halterna av
dessa metaller är jämförelsevis höga (klass
3-4) ner till 7 m, för zink stigande, dock
betydligt lägre (klass 1-2) i bottenproverna.
Fullständiga data från provtagningarna visas
i bilaga 3.
10
Halt µg/l)
15
20
25
35
30
2
Djup (m)
4
6
8
As
Cu
Zn
Ni
Cr
10
12
14
16
0
0,05
Halt (µg/l) / Alkalinitet (mekv/l)
0,1
0,15
0,25
0,2
0,35
0,3
0
Pb
Cd
Alkalinitet
2
4
Djup (m)
Syrehalten visar på ett måttligt avtagande
ner till 13 m djup för att därunder avta
markant. Provtagningen av bottenvattnet
vid punkt 3 i juli 2005 (bilaga 3) visar på en
något högre syrehalt än den vid punkt 4 i
april 2005.
5
0
6
8
10
12
14
16
100
0
Halt (µg/l)
200
300
400
500
0
Fe
Mn
2
4
Djup (m)
Sjöns status ur försurningssynpunkt är god,
pH sjunker något mot botten, från pH 6,9 till
6,7 (figur 3.3). Alkaliniteten stiger något ner
genom vattenmassan för att öka tvärt i det
djupaste provet.
0
6
8
10
12
14
16
0
2
Syre (mg/l) / pH / Temp (C)
4
8
6
10
12
14
0
2
Djup (m)
4
6
8
pH
10
Temp (C)
12
Konduktivitet
14
Syre april 2005
Syre april 2005 *
16
Figur 3.3. Metaller, pH, alkalinitet, syrehalt och temperatur i Bastuträskets yt- och bottenvatten i april 2005. Syrehalten mättes vid detta tillfälle även med en syremätare för
fältbruk, WTW Oxi 323 (*).
23
Analyserna av vattnet i Bastuträsket, inlopp 1
och i utloppet visar också att vattnets status
ur försurningssynpunkt var gott (klass 1,
tabell 3.5). Metallhalterna var låga till
mycket låga (klass 1-2) frånsett arsenik vars
halt i inlopp 1 var förhöjd (klass 3). Halterna
var förhållandevis lika i in- och utloppet,
frånsett arsenik, järn och mangan vars halter
var högre i inloppet.
Tabell 3.5. Vattenkemiskt tillstånd i Bastuträsket, inlopp 1 och utloppet, april
2005. Metallhalterna avser totalhalter. Klassindelning enligt Naturvårdsverkets bedömningsgrunder
(Naturvårdsverket 1999) har markerats med den rekommenderade färgskalan.
Enhet
Bastuträsket
Inlopp 1
Utlopp
2005-04-14 2005-04-14
Provtagn. plats
Datum
pH
Alkalinitet
TOC
Konduktivitet
mekv/l
mg/l
mS/m
7
0,28
12
4,8
6,9
0,23
10
4,5
Sulfat, SO42Kalcium, Ca
Kalium, K
Magnesium, Mg
Natrium, Na
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
2,8
7,2
0,36
0,6
1,4
3,3
6,2
0,36
0,56
1,3
Aluminium, Al
Barium, Ba
Järn, Fe
Kobolt Co
Kvicksilver, Hg
Mangan, Mn
Strontium Sr
Arsenik, As
Bly, Pb
Kadmium, Cd
Koppar, Cu
Krom, Cr
Nickel, Ni
Zink, Zn
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
85
6,6
580
0,06
<0,005
35
18
5,5
0,1
0,01
0,6
1,7
1
7
61
4,7
170
0,22
<0,005
8
17
3,8
<0,1
0,02
1
1,9
1,1
9
Utökade provtagningar i in- och utloppen till Bastuträsket, Bjurlidträsket och Stavträsket 2005
Under juni 2005 togs det i Bastuträsket, Bjurlidträsket och Stavträsket vattenprover i sjöarnas
in- och utlopp (figur 3.2). Resultaten för de olika sjöarna presenteras i gemensamma diagram
(figur 3.4 och 3.5). Sjöarna ligger i olika avrinningsområden varför den huvudsakliga
tolkningen av resultaten bör göras av varje sjö för sig. Resultaten för inlopp 3 i Bjurlidträsket
utgörs av utloppsresultaten från Stortjärnen som togs samma dag. Att använda resultaten från
Stortjärnen för detta ändamål bedöms inte påverka mätvärdena nämnvärt eftersom kanalen ner
till Bjurlidträsket endast är 300 meter lång och det tillrinningsområde som tillkommer efter
denna sträcka är tämligen litet. Fullständiga data från provtagningarna redovisas i bilaga 3.
Halterna av kvicksilver låg under rapporteringsgränsen (0,005 µg/l) vid alla provpunkter utom
inlopp 2 i både Bjurlidträsket och Stavträsket. Även halterna av bly och kadmium låg under
respektive rapporteringsgräns (0,1 resp. 0,01 µg/l) vid ett antal provpunkter (figur 3.5).
24
– Bastuträsket, in- och utlopp 2005
Tillståndet gällande surhet i inkommande och utgående vatten från Bastuträsket var vid
provtagningstillfället bra, pH låg nära neutralt (klass 1) och alkaliniteten (buffertkapaciteten)
var mycket god till god (klass 1-2). Vattnets innehåll av metaller var mycket lågt till lågt
(klass 1-2), med undantag av koppar vars halt i utloppet var måttligt hög (klass 3).
Kvicksilverhalten låg under rapporteringsgränsen i samtliga prov. Något tydligt mönster för
metallerna kan inte urskiljas mellan provtagningsplatserna. Metallhalterna i inlopp 1 och
utloppet var vid detta provtagningstillfälle generellt något lägre än i april 2005 frånsett den
förhöjda kopparhalten i inlopp 1.
– Bjurlidträsket, in- och utlopp 2005
Resultaten från Bjurlidträsket visar på större variation än i Bastuträsket. I inlopp 2 är pH högt
(klass 1) och alkalinitet mycket god (klass 1) för att vid inloppen i den östra delen av sjön
(inlopp 1 och 3) och vid utloppet vara lägre. Även metallhalterna är högst i inlopp 2, med
måttligt hög halt av arsenik (klass 3) och höga halter av koppar och zink (klass 4). I utloppet
är kopparhalten måttligt hög (klass 3) medan halterna av övriga metaller är lägre (klass 1-2).
– Stavträsket, in- och utlopp 2005
Även i Stavträsket är variationen stor mellan de olika inloppen och det finns ett tydligt
mönster. Inlopp 2 redovisar genomgående de högsta metallhalterna, för t.ex. koppar och zink
mycket höga (klass 5) respektive höga halter (klass 4). Även i inlopp 3 var halterna av koppar
och zink förhöjda (klass 3). I övriga inlopp samt i utloppet var metallhalterna mycket låga till
låga (klass 1-2). Vattnet i inlopp 2 var mycket surt (klass 5) och alkaliniteten var mycket låg
(klass 5). I inlopp 1 var försurningssituationen något bättre (klass 4 resp. 3). Övriga provtagningspunkter visade på tämligen goda förhållanden (klass 1-2) ur försurningssynpunkt.
7,5
Alkalinitet
0,4
7
0,3
6,5
pH
pH
Alkalinitet (mekv/l)
0,5
0,2
6
0,1
5,5
0
5
In 1 In 2
Ut
Bastuträsket
In 1 In 2 In 3
Bjurlidträsket
Ut
In 1 In 2 In 3 In 4
Ut
In 1 In 2
Stavträsket
Ut
Bastuträsket
In 1 In 2 In 3
Ut
In 1 In 2 In 3 In 4
Bjurlidträsket
Figur 3.4. Alkalinitet och pH i in- och utlopp i Bastuträsket, Bjurlidträsket och
Stavträsket, maj 2005.
25
Stavträsket
Ut
8
1
Arsenik
Bly
7
0,8
5
Pb (µg/l)
As (µg/l)
6
4
3
2
0,6
0,4
0,2
1
*
0
*
*
*
*
0
In 1 In 2
Ut
In 1 In 2 In 3
Bastuträsket
Ut
In 1 In 2 In 3 In 4
Bjurlidträsket
Ut
In 1 In 2
1
0,4
Ut
Bastuträsket
Stavträsket
In 1 In 2 In 3
Ut
Bjurlidträsket
In 1 In 2 In 3 In 4
Ut
Stavträsket
Krom
Kadmium
0,8
Cr (µg/l)
Cd (µg/l)
0,3
0,2
0,1
0,6
0,4
0,2
*
*
*
*
*
0
0
In 1 In 2 Ut
In 1 In 2 In 3 Ut
Bjurlidträsket
In 1 In 2
80
10
9
8
7
6
5
4
3
2
1
0
Ut
In 1 In 2 In 3
Bastuträsket
Stavträsket
Kobolt
Ut
In 1 In 2 In 3 In 4
Bjurlidträsket
Ut
Stavträsket
Koppar
70
60
Cu (µg/l)
Co (µg/l)
Bastuträsket
In 1 In 2 In 3 In 4 Ut
50
40
30
20
10
0
In 1 In 2
Ut
In 1 In 2 In 3
Bastuträsket
0,01
Ut
In 1 In 2 In 3 In 4
Bjurlidträsket
In 1 In 2
Ut
Ut
Bastuträsket
Stavträsket
In 1 In 2 In 3
Ut
Bjurlidträsket
In 1 In 2 In 3 In 4
Ut
Stavträsket
6
Nickel
Kvicksilver
5
0,008
Ni (µg/l)
Hg (µg/l)
4
0,006
0,004
*
*
*
*
*
*
*
*
*
3
2
*
0,002
1
0
0
In 1 In 2 Ut
In 1 In 2 In 3 Ut
Bastuträsket
Bjurlidträsket
In 1 In 2 In 3 In 4 Ut
In 1 In 2
Stavträsket
Ut
Bastuträsket
70
In 1 In 2 In 3
Ut
Bjurlidträsket
In 1 In 2 In 3 In 4
Ut
Stavträsket
Zink
60
Figur 3.5. Metaller i in- och utlopp i Bastuträsket, Bjurlidträsket och Stavträsket, maj 2005. Asterisk (*)
anger halter under rapporteringsgränsen.
Zn (µg/l)
50
40
30
20
10
0
In 1 In 2
Ut
Bastuträsket
26
In 1 In 2 In 3
Ut
Bjurlidträsket
In 1 In 2 In 3 In 4
Stavträsket
Ut
3.2.2 Sediment
Resultaten från sedimentundersökningarna under 2004 och 2005 börjar med en mer
övergripande beskrivning av förhållandena i sjöarna. Haltkurvorna för Maurträsket
kommenteras också kort. Därefter redovisas mer detaljerat tillståndet i Bjurlidträsket utifrån
den analyserade sedimentprofilen. Resultaten från Bruträsket diskuteras under kapitlet
Recipienter.
De mer omfattande sedimentprovtagningarna i Bastuträsket (inkl. Klockträsket), Bjurlidträsket och Stavträsket under 2005 presenteras därefter. Slutligen redovisas en sammanställning av de bakgrundshalter som erhållits vid undersökningarna.
Sedimentprovtagningar 2004 (Bruträsket 2005)
Resultaten från 2004 redovisas i diagramform och för de metaller som finns med i
Naturvårdsverkets bedömningsgrunder för sjöar och vattendrag (1999) har tillståndsklasserna
markerats i diagrammen. I bilaga 4 redovisas samtliga analysresultat från sedimentundersökningarna med klassificering av tillståndet och avvikelser från bakgrundshalterna.
Tillståndsklassificeringen baseras på variationen av halter i ytsediment i svenska sjöar, medan
avvikelse från jämförvärdet grundar sig på avvikelsen från medelhalterna på 30-45 cm
sedimentdjup, d.v.s. bakgrundsnivån, i respektive sjö. I diagrammen finns ett par årtal angivna
som är baserade på dateringen av Bjurlidträskets sediment. Noteras bör att dessa årtal inte
gäller för övriga sjöar eftersom sedimentationshastigheten varierar mellan olika sjöar.
På grund av att felaktiga provburkar användes vid provtagningarna i juli 2004 omöjliggjordes
analys av torrsubstans. Glödförlust- och totalkvävehalter saknas också för en del ytprover till
följd av för liten provmängd.
Vid provtagningarna noterades sedimentets färg, lukt och konsistens. Ytsedimentet (0-1 cm,
ibland något djupare) hade i samtliga sjöar frånsett Bruträsket en brunaktig färg, vilket tyder
på att oxiderade förhållanden rått när sedimentet avsatts. En tämligen skarp gräns mot det
djupare sedimentet förekom oftast och under denna var färgen mörkare och fick ofta en
svartaktig färgton, på de djupaste nivåerna ibland övergående mot grått. Sedimentet i
Långträskets liknade inte de övriga sjöarnas, det var extremt löst och fluffigt, och övergick
inte mot svart på djupet utan fick där en mer gulbrun färgton. Ytsedimentet i Stavträsket bör
också nämnas, det hade en kraftig roströdbrun färg. I Bruträsket var sedimentet kolsvart från
ytan ända ner till 13 centimeters djup och hade en frän lukt av svavelväte, vilket indikerar
reducerade förhållanden.
Resultaten av sedimentprovtagningarna (figur 3.6) visar att metallhalterna i ytsedimentet ofta
är betydligt högre än på bakgrundsnivåerna (30-45 cm). På 5 cm-nivån är halterna i de flesta
fall högre (ej krom), för att sen avklinga något uppåt mot sedimentytan. I några sjöar, t.ex.
Bastuträsket, Bjurvattnet, Stavträsket och Stortjärnen syns dock en haltförhöjning vid ytan av
t.ex. bly, kadmium, kvicksilver och zink. För arsenik, järn och mangan är denna haltförhöjning närmare sedimentytan mycket tydlig i de flesta av sjöarna. Svavelhalterna är i de
flesta sjöar något lägre i ytsedimentet jämfört med på 5 cm djup, och endast marginellt högre
än på bakgrundsnivån. För de sjöar där fosfor analyserats syns en måttlig haltökning mot
sedimentytan. Fosforhalterna i ytsedimentet är ungefär lika som halterna på bakgrundsnivåerna, i Bjurvattnet något högre. Kvävehalterna är endast något förhöjda i ytsedimentet.
27
En jämförelse av metallhalterna i ytsedimentet med tillståndsklassificeringen enligt
bedömningsgrunderna (Naturvårdsverket 1999) visar att arsenikhalterna i samtliga sjöar är
höga till mycket höga (klass 4-5), i Bastuträsket extremt höga. Blyhalterna är däremot mycket
låga till låga (klass 1-2). För övriga metaller varierar halterna mycket mellan sjöarna.
Resultaten visar att fyra sjöar, Bruträsket, Bjurlidträsket, Bastuträsket och Stavträsket, har
eller har haft betydligt högre belastning av dessa metaller än de övriga sjöarna. I Bastuträsket
är halterna av främst kadmium och zink kraftigt förhöjda (klass 4-5) i ytsedimentet, medan
kopparhalterna är kraftigt förhöjda (klass 5) i Stavträsket, även om halterna sjunker upp mot
sedimentytan. De tydligt högre halterna av t.ex. kadmium och zink vid 5 cm indikerar att även
belastningen av dessa metaller kan ha varit större i ett tidigare skede. Även Bjurvattnet
uppvisar förhöjda kopparhalter (klass 4). I referenssjöarna Långträsket och Stortjärnen är
halterna av metaller i ytsedimentet mycket låga till måttligt höga (klass 1-3).
En klassificering av metallhalterna i sjöarnas ytsediment (0-5 cm) utifrån hur de avviker från
bakgrundshalterna, visar att tydliga avvikelser förekommer för de flesta metaller (bilaga 4).
Detta innebär att metallbelastningen har ökat jämfört med när bakgrundssedimentet avsattes.
Arsenik och koppar är de metaller som visar på de största avvikelserna (klass 5) i flera av
sjöarna, men även kadmium, kvicksilver och zink avviker tydligt (klass 3-4). Krom, nickel
och i viss mån bly visar över lag på små avvikelser (klass 1-2).
I Maurträskets sediment (Rönnblom 1999) stiger halterna av flera metaller från bakgrundsnivån för att vid 10 cm nå sina haltmaxima. Därefter följer ett mer eller mindre tydligt
haltavtagande upp till sedimentytan (figur 3.6). Krom och arsenik avviker från detta mönster.
Krom har en relativt hög bakgrundshalt följt av ett tämligen markant haltavtagande uppåt i
sedimentet. Arsenikhalterna däremot stiger avsevärd från 25 cm upp till 5 cm för att där göra
ett ännu kraftigare haltsprång uppåt till ca 6800 mg/kg ts (ca 35 ggr högre än
bakgrundshalten) i det ytligaste sedimentet. Enligt bedömningsgrunderna var metallhalterna i
Maurträskets ytsediment (0-5 cm) låga till mycket låga (klass 1-2) för samtliga metaller utom
krom och arsenik vars halter var måttligt höga respektive mycket höga (klass 3 resp. 5).
Maurträsket ligger i ett område med liknande mineraliseringar som Bolidenområdet, men var
vid tiden då proverna togs inte påverkat av någon gruvverksamhet i området.
De uppmätta glödförlusthalterna, om än bristfälliga, bör även kommenteras. Halterna varierar
mellan olika sjöar, men är i flertalet fall tämligen konstanta inom en och samma sjö.
Bjurvattnet uppvisar de lägsta glödförlusthalterna, runt 15 % av ts (torrsubstansen), medan
Långträsket (tillsammans med Maurträsket) har tämligen höga halter, ca 45 % av ts. I övriga
sjöar ligger glödförlusthalterna på mellan 25-35 % av ts. I Stavträsket och Bastuträsket är
halterna märkbart högre i ytsedimentet jämfört med på bakgrundsnivåerna. Glödförlusthalten i
Maurträskets sediment ligger tämligen konstant på 40-45 % av torrsubstanshalten.
28
Halt (mg/kg ts)
Arsenik
0
200
400
600
800
1000
0
1985
1950
5
10
Bastuträsket och Maurträsket
20
0
25
30
Provdjup (cm)
Provdjup (cm)
1920 15
35
40
45
Klass 3
Klass 4
50
Bastuträsket
Klass 5
Bjurlidträsket
Bjurvattnet
2000
0
5
10
15
20
25
30
35
40
45
50
Halt (mg/kg ts)
4000
6000
8000
Klass 5
Bruträsket
Långträsket
Stavträsket
Stortjärnen
Maurträsket
Halt (mg/kg ts)
Bly
0
20
40
60
80
100
120
140
160
180
200
0
1985 5
1950
10
Klass 2
20
Bruträsket
0
0
5
10
15
20
25
30
35
40
45
50
25
30
Klass 3
200
Halt (mg/kg ts)
400
600
800
1000
Provdjup (cm)
Provdjup (cm)
1920 15
35
40
45
Klass 1
Klass 3
Klass 4
50
Bastuträsket
Bjurlidträsket
Bjurvattnet
Bruträsket
Långträsket
Stavträsket
Stortjärnen
Maurträsket
Figur 3.6. Metall-, svavel-, fosfor-, kväve- glödförlust- och torrsubstanshalter i sedimentet i
de utvalda sjöarna i Bolidenområdet, 2004 (i Bruträsket 2005), samt i Maurträsket
1999 (Rönnblom 1999). De angivna årtalen avser åldern på sedimentet i Bjurlidträsket utifrån den gjorda Pb-210-dateringen. Tillståndsklasser enligt Naturvårdsverkets bedömningsgrunder är markerade för de metaller som har denna klassning
(Naturvårdsverket 1999).
29
Halt (mg/kg ts)
Järn
0
40000
80000
120000
160000
200000
0
1985 5
1950
10
Provdjup (cm)
1920 15
20
25
30
35
40
45
50
Bastuträsket
Bjurlidträsket
Bjurvattnet
Kadmium
Bruträsket
Långträsket
Stavträsket
Stortjärnen
Halt (mg/kg ts)
0
1
2
3
4
5
6
7
0
1985 5
1950
10
20
Bastuträsket och Bruträsket
0
25
30
Provdjup (cm)
Provdjup (cm)
1920 15
35
40
45
Klass 1
Klass 2
Klass 3
0
5
10
15
20
25
30
35
40
45
50
5
10
Klass 3
Halt (mg/kg ts)
15
20
25
Klass 4
50
Bastuträsket
Bjurlidträsket
Bjurvattnet
Bruträsket
Långträsket
Stavträsket
Stortjärnen
Maurträsket
Halt (mg/kg ts)
Kobolt
0
10
20
30
40
50
60
70
80
0
5
1950
10
1920
15
Provdjup (cm)
1985
20
25
30
35
40
45
50
Bastuträsket
Bjurlidträsket
Bjurvattnet
Bruträsket
Figur 3.6. Fortsättning.
30
Långträsket
Stavträsket
Stortjärnen
Maurträsket
Halt (mg/kg ts)
Koppar
0
200
400
600
800
1000
0
1985 5
1950
10
1920 15
Halt (mg/kg ts)
Bruträsket och Stavträsket
0
500
1000
1500
2000
0
5
10
15
20
25
30
35
40
45
Klass 5
50
25
30
2500
Provdjup (cm)
Provdjup (cm)
Klass 5
20
35
40
Klass 1
45
Klass 2
Klass 3
50
Bastuträsket
Klass 4
Bjurlidträsket
Bjurvattnet
Bruträsket
Långträsket
Stavträsket
Stortjärnen
Maurträsket
Halt (mg/kg ts)
Krom
0
40
80
120
160
200
240
0
1985
1950
5
10
Klass 4
Halt (mg/kg ts)
Bruträsket
20
0
25
30
Provdjup (cm)
Provdjup (cm)
1920 15
35
40
Klass 1
45
Klass 2
Klass 3
1000
0
5
10
15
20
25
30
35
40
45
50
2000
3000
4000
5000
6000
Klass 5
50
Bastuträsket
Bjurlidträsket
Bjurvattnet
Bruträsket
Långträsket
Stavträsket
Stortjärnen
Maurträsket
Halt (mg/kg ts)
Kvicksilver
0
0,2
0,4
0,6
0,8
1
1,2
0
1985 5
1950
10
Klass 4
20
Klass 3
Bruträsket
0
0
5
10
15
20
25
30
35
40
45
50
Bjurvattnet
Bruträsket
25
30
2
Halt (mg/kg ts)
4
6
8
Provdjup (cm)
Provdjup (cm)
1920 15
35
40
45
Klass 1
Klass 2
Klass 4
Klass 5
50
Bastuträsket
Bjurlidträsket
Figur 3.6. Fortsättning.
31
Långträsket
Stavträsket
Stortjärnen
Maurträsket
Mangan
Halt (mg/kg ts)
0
1000
2000
3000
4000
5000
0
5
1950
10
1920
15
20
Bastuträsket
25
Halt (mg/kg ts)
0
30
Provdjup (cm)
Provdjup (cm)
1985
35
40
45
5000
10000
15000
20000
25000
0
5
10
15
20
25
30
35
40
45
50
50
Bastuträsket
Bjurlidträsket
Bjurvattnet
Bruträsket
Långträsket
Stavträsket
Stortjärnen
Halt (mg/kg ts)
Nickel
0
10
20
30
40
50
60
70
80
0
1985
1950
5
10
Provdjup (cm)
1920 15
20
25
30
35
40
45
Klass 1
Klass 2
Klass 3
Klass 4
50
Bastuträsket
Bjurlidträsket
Bjurvattnet
Bruträsket
Långträsket
Stavträsket
Stortjärnen
Maurträsket
Halt (mg/kg ts)
Zink
0
500
1000
1500
2000
2500
0
1985
1950
5
10
Klass 4
20
25
30
Bastuträsket och Bruträsket
0
2000
0
5
10
15
20
25
30
35
40
45
Klass 4
50
Halt (mg/kg ts)
4000
6000
8000
Provdjup (cm)
Provdjup (cm)
1920 15
35
40
45
Klass 1 Klass 2
Klass 3
Klass 5
50
Bastuträsket
Bjurlidträsket
Bjurvattnet
Bruträsket
Figur 3.6. Fortsättning.
32
Långträsket
Stavträsket
Stortjärnen
Maurträsket
Svavel
Halt (mg/kg ts)
0
20000
40000
60000
80000
100000
120000
0
1985
1950
5
10
Provdjup (cm)
1920 15
20
25
30
35
40
45
50
Bastuträsket
Bjurlidträsket
Bjurvattnet
Långträsket
Stavträsket
Stortjärnen
Halt (g/kg ts)
Fosfor
0
Bruträsket
0,5
1
1,5
2
2,5
3
3,5
4
4,5
0
5
1950
10
1920
15
Provdjup (cm)
1985
20
25
30
35
40
45
50
Bjurvattnet
Stavträsket
Stortjärnen
Halt (g/kg ts)
Kväve
0
Bruträsket
5
10
15
20
0
1985
1950
5
10
Provdjup (cm)
1920 15
20
25
30
35
40
45
50
Bjurvattnet
Bruträsket
Figur 3.6. Fortsättning.
33
Stavträsket
Stortjärnen
25
30
GF (%)
Glödförlust
0
5
10
15
20
25
30
35
40
45
50
0
1985
5
1950 10
Provdjup (cm)
1920 15
20
25
30
35
40
45
50
Bastuträsket
Bjurlidträsket
Bjurvattnet
Bruträsket
Stavträsket
Stortjärnen
Maurträsket
TS (%)
Torrsubstans
0
Långträsket
5
10
15
20
25
30
35
0
1985
1950
5
10
Provdjup (cm)
1920 15
20
25
30
35
40
45
50
Bruträsket
Stavträsket
Bjurlidträsket 2005
Figur 3.6. Fortsättning.
I Stavträskets sediment finns ett starkt positivt samband (r = 0,79-0,95) mellan t.ex. arsenik,
bly, kadmium, koppar, kvicksilver respektive zink å ena sidan och glödförlusthalten (andelen
organiskt material) å den andra sidan. Till följd av detta starka samband har en glödförlustnormalisering av halterna gjorts för dessa metaller (figur 3.7). Normaliseringen har gjorts mot
glödförlusthalten på bakgrundsnivån. De normaliserade metallhalterna är i ytsedimentet
ungefär hälften av de halter som mätts. För bly och zink innebär detta att halterna i
ytsedimentet är lika låga som på bakgrundsnivån. Sambandet mellan järn och arsenik i
Stavträskets sediment är också starkt positivt (r = 0,74).
34
Arsenik
0
50
Halt (mg/kg ts)
100
150
Bly
200
0
250
5
10
10
Provdjup (cm)
Provdjup (cm)
5
15
20
25
Arsenik
Arsenik GF-norm.
35
1
Halt (mg/kg ts)
2
3
4
5
25
Bly
Bly GF-norm.
Koppar
0
0
5
10
10
Provdjup (cm)
Provdjup (cm)
70
40
15
20
25
30
Halt (mg/kg ts)
1000
1500
500
2500
20
25
Koppar
Koppar GF-norm.
35
40
2000
15
30
Kadmium
Kadmium GF-norm.
35
40
0,02
Halt(mg/kg ts)
0,04
Zink
0,06
0
0,08
200
400
Halt (mg/kg ts)
600
800
1000
1200
0
5
5
10
10
Provdjup (cm)
Provdjup (cm)
60
20
5
15
20
25
30
40
50
15
35
40
35
Halt (mg/kg ts)
30
40
30
30
Kvicksilver
0
0
20
0
0
Kadmium
0
0
10
Kvicksilver
Kvicksilver GF-norm.
15
20
25
30
35
40
Zink
Zink GF-norm.
Figur 3.7. Uppmätta samt glödförlustnormaliserade halter av arsenik, bly, kadmium, koppar,
kvicksilver och zink i Stavträskets sediment, augusti 2004. Normaliseringen är
gjord mot glödförlusthalten på bakgrundsnivån.
Bjurlidträsket, sedimentprofil 2004
Metallhalterna i Bjurlidträskets sedimentprofil (punkt 3, figur 3.2) ligger tämligen oförändrade
från bakgrundsnivån upp till 8 cm, undantaget främst bly men även kvicksilver, vars halter
stiger långsamt men tydligt även på större djup (figur 3.6). Vid 8 cm inträffar hos de flesta
metaller en kraftig haltökning som når sitt maximum vid 3-4 cm. Upp mot sedimentytan sker
därefter ett nästan lika kraftigt haltavtagande, dock ej hos arsenik, järn och mangan vars halter
stiger i det ytligaste sedimentet.
35
Halterna av arsenik i ytsedimentet är mycket höga (klass 5), av koppar höga (klass 4), av
kadmium, krom, kvicksilver, nickel och zink måttligt höga (klass 3) och av bly låga (klass 2)
enligt bedömningsgrunderna. För flera metaller är avvikelserna från bakgrundshalterna
tydliga till mycket stora (klass 3-5) från ca 8 cm sedimentdjup och uppåt mot sedimentytan
(bilaga 4).
Glödförlusthalten i Bjurlidträskets sediment ligger tämligen konstant på 32-35 % av ts (torrsubstansen) från bakgrundsnivån (30 cm) upp till 10 cm djup. Där sjunker den tvärt ner till 20
% av ts vid 5 cm, för att åter öka till 32 % av ts vid sedimentytan.
De utförda korrelationerna mellan metallhalter och glödförlusthalten visar att ett tämligen
starkt positivt samband finns mellan glödförlusten (andelen organiskt material) å ena sidan
och metallerna järn respektive mangan (r = 0,83 respektive 0,61) å andra sidan. För övriga
metaller finns inget positivt samband med glödförlusthalten. Inverkan på tungmetallhalterna
orsakad av variationer hos glödförlusthalten (andelen organiskt material) anses därför inte
vara av någon stor betydelse och normalisering av metallhalterna mot glödförlusthalten inte
nödvändig. Arsenik visar på ett starkt positivt samband med järn (r = 0,74).
Torrsubstanshalten (i sedimentprofilen från 2005, som daterades) minskar långsamt från ca 10
% i de djupaste proverna ner till ca 6 % vid 11 cm sedimentdjup. Där ökar torrsubstanshalten
tvärt till 7-9 % för att vid 3,5 cm minska tvärt till ca 3 %.
Pb-210-dateringen (figur 3.8 A) visar på en tämligen linjär ålderskurva där sedimentet på 14
cm djup motsvarar ungefär 1920. Sedimentationshastigheten i Bjurlidträsket varierar mellan
1-2,5 mm i de översta 14 centimetrarna av sedimentet (figur 3.8 B). Sedimentationshastigheten
är högst i det ytligaste sedimentet (0-3 cm) till följd av den låga kompaktionsgraden.
A
1900
0
1920
1940
Årtal
1960
1980
2000
2020
B
0,0
8
10
12
2,5
3,0
2
Sedimentdjup (cm)
Sedimentdjup (cm)
6
Sedimentationshastighet (mm/år)
1,0
1,5
2,0
0
2
4
0,5
4
6
8
10
12
14
14
16
16
Figur 3.8. A) Årtal då Bjurlidträskets sediment avsatts, baserade på den gjorda Pb-210dateringen (Flett Research Ltd. 2005). B) Beräknad sedimentationshastighet i
Bjurlidträsket utifrån Pb-210-dateringen.
Utökade sedimentprovtagningar i Bastuträsket (inkl. Klockträsket), Bjurlidträsket
och Stavträsket, 2005
Resultaten från de under 2005 utökade sedimentundersökningarna i Bastuträsket (inkl
Klockträsket), Bjurlidträsket och Stavträsket redovisas, tillsammans med halter i bottenvatten,
i gemensamma diagram (figur 3.9). Dessutom redovisas även bakgrundshalterna för Bastuträsket punkt 2, Bjurlidträsket punkt 3, Stavträsket punkt 2 samt Stortjärnen från sediment36
provtagningarna under 2004. Sjöarna ligger grupperade utifrån avrinningsområden och den
huvudsakliga tolkningen av diagrammen ska göras utifrån detta. Klockträsket och Stortjärnen
utgör referenslokaler för Bastuträsket respektive Bjurlidträsket och redovisas därför
tillsammans med dessa. De olika provtagningslokalerna är ordnade i nummerordning utifrån
strömningsriktningen i sjöarna, d.v.s. punkt 1 ligger längst från utloppet och punkten med det
högsta numret ligger närmast utloppet i respektive sjö (figur 3.2). Vattentillförseln från
Klockträsket till Bastuträsket sker via ett inlopp som mynnar mellan punkt 1 och 2 i
Bastuträsket. I Bjurlidträsket, som består av två sjöar avgränsade av ett smalt sund, ligger
punkt 1 i den östra delen av sjön och punkt 2 och 3 i den västra delen av sjön där utloppet
också ligger. Fullständiga analysresultat från sediment- och bottenvattenprovtagningarna
redovisas i bilaga 4 respektive 3.
– Bastuträsket, sediment 2005
Färgen på Bastuträskets ytsediment hade en brun grundton vid samtliga provpunkter, i punkt 1
mer brunbeige för att i punkt 2 vara tydligt roströd och mattare brunröd i de övriga punkterna.
Det djupare sedimentet var gråsvart/brunsvart till färgen.
Generellt kan man se av analysresultaten (figur 3.9) att halterna i ytsedimentet ligger avsevärt
högre än bakgrundshalterna (ca 30 cm), dock ej för krom och nickel som ligger tämligen lika
på alla nivåer. I Klockträsket är även koppar- och zinkhalterna i ytsedimentet lika låga som
bakgrundshalterna. I det ytligaste sedimentet (0-1 cm) uppvisar flertalet metaller något lägre
halter än i det underliggande (1-3 cm), frånsett arsenik, järn och mangan som visar på ett
motsatt förhållande. Metallhalterna i ytsedimentet från punkt 2 tenderar att vara något högre
än i proppen från 2004 (figur 3.6), kadmium avviker mest med cirka tre gånger så höga halter
i översta centimetern. Bakgrundshalterna är däremot lika vid båda tillfällena.
Ett mönster som finns för nästan samtliga metaller är att ytsedimenthalterna vid punkt 1 är
lägre än vid de följande. Även hos dessa kan man se en viss trend, halterna sjunker i många
fall mellan punkt 2 och 4, för att vi punkt 5 åter vara lika höga som vid punkt 2. Halterna i
Klockträskets ytsediment är många gånger lika höga som vid punkterna 2-5 i Bastuträsket,
dock inte för kadmium och zink vars halter är lika låga som vid punkt 1. Bakgrundshalterna
varierar mellan provpunkterna, men inget entydigt mönster förekommer. Glödförlusthalten,
vilken ofta används som ett mått på mängden organiskt material, är densamma vid samtliga
provpunkter, mellan 30-40 % av torrsubstansen, den lägre halten på bakgrundsnivåerna (ca 30
cm). Även torrsubstanshalten visar god överensstämmelse mellan provpunkterna, 2-6 % i
ytsedimentet och upp mot 10 % vid bakgrundsnivån.
En bedömning av ytsedimentet utifrån Naturvårdsverkets bedömningsgrunder (Naturvårdsverket 1999) visar generellt att halterna av arsenik är mycket höga (klass 5), av zink höga
(klass 4), av kadmium, koppar, krom och kvicksilver måttligt höga (klass 3) och av bly och
nickel låga (klass 2). Jämför man ytsedimenthalterna med bakgrundshalterna finner man att
arsenik, kadmium, koppar, kvicksilver och zink uppvisar avvikelser som indikerar påverkan
från lokala källor (klass 3-5). Halterna av tungmetaller är lägre i det ytligaste sedimentet (0-1
cm) jämfört med vid 1-3 cm, undantaget arsenik vars halt är absolut högst vid sedimentytan.
Metallhalterna i Bastuträskets bottenvatten var vid provtagningstillfället konsekvent högst vid
punkt 1, dock var halterna över lag mycket låga till låga (klass 1-2). Endast halterna av arsenik i
Klockträsket och vid punkt 1, och av krom i Bastuträsket är de som bedöms som måttligt höga
37
(klass 3). Kvicksilver låg under rapporteringsgränsen (< 0,005 µg Hg/l) vid samtliga punkter.
Buffertkapaciteten var mycket god, 0,20-0,26 mekv/l och pH låg på 6,7-6,9, vilket är nära
neutralt till svagt surt (klass 1-2). Något mönster som kopplar samman halterna i bottenvattnet
med halterna i ytsedimentet går inte att urskilja vid provtagningstillfället, utom möjligen för
arsenik.
– Bjurlidträsket, sediment 2005
Ytsedimentets färg i Bjurlidträsket har en rödbrun färgton vid alla provtagningspunkter.
Under en tvär gräns blir det brungrått-gråsvart, tydligt grått i punkt 1. Från 10 cm och nedåt
övergår färgen mot en mörkare gulbrunaktig ton.
I Bjurlidträskets ytsediment kan ett tydligt utbredningsmönster urskiljas (figur 3.9).
Metallhalterna i punkt 2 och 3 är betydligt högre än i punkt 1. Särskilt sedimentet från 1-3 cm
i punkt 3 har kraftigt förhöjda halter (för många av metallerna cirka tre gånger högre än
motsvarande nivå hos proppen från 2004). Vid punkt 1 är däremot ytsedimenthalterna endast
något högre än bakgrundshalterna eller lika med dessa, t.ex. för kadmium och nickel.
Bakgrundshalterna i punkt 3 överrensstämmer helt med dem från 2004. Glödförlusthalten
ligger på 30-35 % av TS utom i ytsedimentet vid punkt 1 där den är ca 15 % av TS. Även
torrsubstanshalten i ytsedimentet avviker i denna punkt då den ligger på 9-18 % jämfört med
4-8 % vid de andra två provpunkterna.
Metallhalterna i Bjurlidträskets ytsediment är enligt bedömningsgrunderna måttligt till mycket
höga (klass 3-5) i den västra delen av sjön (punkt 2 och 3), undantaget bly vars halter är
förhållandevis låga utom vid punkt 3 (1-3 cm) där den är kraftigt förhöjd (klass 4). I den östra
delen av sjön (punkt 1) är halterna däremot betydligt lägre (klass 1-3). En jämförelse mellan
metallhalterna i ytsedimentet och på bakgrundsnivån visar på stora avvikelser (klass 3-5) i den
västra delen av sjön (punkt 3) för flertalet metaller, vilket indikerar påverkan från någon lokal
källa. I den östra delen av sjön (punkt 1) är det endast koppar och arsenik som avviker tydligt.
Metallhalterna i bottenvattnet var över lag låga till mycket låga (klass 1-2). Måttligt höga
halter (klass 3) av koppar förekom vid punkt 2 och 3. Kvicksilver låg under rapporteringsgränsen (< 0,005 µg Hg/l) vid samtliga punkter. Vid punkt 1 mättes pH till 8,3, och där var
även buffertkapaciteten mycket god (klass 1), 0,25 mekv/l. Det uppmätta pH-värdet är så högt
att det knappast ett tillförlitligt värde. Vid de andra två punkterna var tillståndet gällande pH
och buffertkapaciteten bra (klass 1 resp. 2). I Bjurlidträsket kan en viss samvariation mellan
halterna i bottenvattnet och ytsedimentet urskiljas för kadmium, koppar och zink.
38
4
1000
2
4
5
Bastuträsket
Stor- 1
tjärnen
2
3
1
2
Bjurlidträsket
3
4
0,1
0
0
0,12
300000
0,1
250000
0,08
15
0,06
10
0,04
5
0,02
2
3
4
Stor- 1
tjärnen
5
Bastuträsket
2
3
1
2
Bjurlidträsket
3
4
2,5
2
1,5
1
0,5
0
4
5
Bastuträsket
Stor- 1
tjärnen
2
3
1
Bjurlidträsket
300
2
3
4
250
2
0
Bastuträsket
Stor- 1
tjärnen
2
3
Bjurlidträsket
1
2
3
4
Stor- 1
tjärnen
2
3
1
2
Bjurlidträsket
3
4
5
Stavträsket
2700
16
Sediment 0-1 cm
Sediment 1-3 cm
Sediment ca 30 cm
Bottenvatten
Koppar
14
12
10
8
6
600
400
4
200
2
0
2
3
4
5
Stor- 1
tjärnen
2
3
1
2
Bjurlidträsket
3
4
5
Stavträsket
0,1
Kvicksilver
Sediment 0-1 cm
Sediment 1-3 cm
Sediment ca 30 cm
Bottenvatten
3
0,08
2,5
0,06
2
0,04
1,5
1
0,02
0,5
0
0
0
5
5
800
12
4
4
4
1000
4
6
50
2000
1200
3,5
10
100
3
3
1400
14
8
2
2
Bastuträsket
150
Klock- 1
träsket
Sediment 0-1 cm
Sediment 1-3 cm
Sediment ca 30 cm
Bottenvatten
0
Stavträsket
200
Stavträsket
500
Klock- 1
träsket
Sediment 0-1 cm
Sediment 1-3 cm
Sediment ca 30 cm
Bottenvatten
Krom
5
50000
5
Hg_sediment (mg/kg ts)
3
4
0
0
2
3
1000
1600
Cu_sediment (mg/kg ts)
3
20
2
100000
1800
3,5
40
1
Bjurlidträsket
Bastuträsket
60
3
1500
Stavträsket
80
2
0
4
Klock- 1
träsket
Stor- 1
tjärnen
5
2500
Klock- 1
träsket
Sediment 0-1 cm
Sediment 1-3 cm
Sediment ca 30 cm
Bottenvatten
100
4
150000
5
120
Kobolt
3
200000
0
Klock- 1
träsket
2
Järn
Co_bottenvatten (µg/l)
Cd_sediment (mg/kg ts)
0,2
100
Klock- 1
träsket
20
0
Co_sediment (mg/kg ts)
0,3
150
Bastuträsket
Sediment 0-1 cm
Sediment 1-3 cm
Sediment ca 30 cm
Bottenvatten
25
200
Stavträsket
30
Kadmium
0,4
250
5
Fe_sediment (mg/kg ts)
3
Cd_bottenvatten (µg/l)
2
0,5
300
50
0
Klock- 1
träsket
350
Pb_bottenvatten (µg/l)
6
2000
0,6
Fe_bottenvatten (µu/l)
8
3000
400
Cu_bottenvatten (µg/l)
10
4000
Pb_sediment (mg/kg ts)
12
As_bottenvatten (µg/l)
5000
0,7
Sediment 0-1 cm
Sediment 1-3 cm
Sediment ca 30 cm
Bottenvatten
Bly
450
Hg_bottenvatten (µg/l)
Sediment 0-1 cm
Sediment 1-3 cm
Sediment ca 30 cm
Bottenvatten
0
Cr_sediment (mg/kg ts)
500
14
Arsenik
Cr_bottenvatten (µg/l)
As_sediment (mg/kg ts)
6000
Klock- 1
träsket
5
Stavträsket
2
3
4
Bastuträsket
5
Stor- 1
tjärnen
2
3
Bjurlidträsket
1
2
3
4
5
Stavträsket
Figur 3.9 Metall- (mg/kg ts), glödförlust- (% av ts) och torrsubstanshalt (%) i sediment samt metaller
(µg/l) och pH i bottenvatten i Bastuträsket (inkl. Klockträsket), Bjurlidträsket (inkl. Stortjärnen) och Stavträsket, juli 2005. Bakgrundsprover för Bastuträsket punkt 2, Bjurlidträsket
punkt 3, Stavträsket punkt 2 samt Stortjärnen är hämtade från provtagningar under 2004.
Provtagningspunkterna är numrerade efter strömningsriktningen för respektive sjö. Klockträsket och Stortjärnen utgör referenslokaler för Bastuträsket respektive Bjurlidträsket och
redovisas därför tillsammans med dessa.
39
30000
25000
800
20000
600
15000
400
10000
200
0
0
2
3
4
Stor- 1
tjärnen
5
Bastuträsket
8000
2
3
1
2
Bjurlidträsket
3
4
6000
35
25
4000
15
10
1000
5
0
0
3
4
Stor- 1
tjärnen
5
Bastuträsket
2
3
1
Bjurlidträsket
2
0,5
40
0,4
30
0,3
20
0,2
10
0,1
0
3
40
3
4
Stor- 1
tjärnen
5
4
2
3
1
Bjurlidträsket
2
3
4
5
Stavträsket
Sediment 0-1 cm
Sediment 1-3 cm
Sediment ca 30 cm
16
14
12
10
8
6
4
2
0
Klock- 1
träsket
5
2
3
4
5
Bastuträsket
Stor- 1
tjärnen
2
3
1
Bjurlidträsket
2
3
4
5
Stavträsket
8,5
Sediment 0-1 cm
Sediment 1-3 cm
Sediment ca 30 cm
Glödförlust
2
Torrsubstans
Stavträsket
50
45
0,6
20
18
30
20
2
0,7
Bastuträsket
2000
0,8
50
Stavträsket
3000
0,9
60
Klock- 1
träsket
5000
Klock- 1
träsket
70
5
Sediment 0-1 cm
Sediment 1-3 cm
Sediment ca 30 cm
Bottenvatten
Zink
7000
1
Sediment 0-1 cm
Sediment 1-3 cm
Sediment ca 30 cm
Bottenvatten
Nickel
0
TS (%)
Klock- 1
träsket
Zn_sediment (mg/kg ts)
1200
80
1000
5000
pH
8
35
7,5
30
7
pH
GF (% av ts)
90
Zn_bottenvatten (µg/l)
Mn_sediment (mg/kg ts)
35000
1400
Ni_bottenvatten (µg/l)
Sediment 0-1 cm
Sediment 1-3 cm
Sediment ca 30 cm
Bottenvatten
Ni_sediment (mg/kg ts)
Mangan
Mn_bottenvatten (µg/k)
100 000
40000
25
20
6,5
15
6
10
5,5
5
0
5
Klock- 1
träsket
2
3
4
Stor- 1
tjärnen
5
Bastuträsket
2
3
1
2
Bjurlidträsket
3
4
5
Klock- 1
träsket
0,35
Alkalinitet
Alkalinitet (mekv/l)
0,30
0,25
0,20
0,15
0,10
0,05
0,00
Klock- 1
träsket
2
3
4
5
Bastuträsket
1
2
3
Bjurlidträsket
1
2
3
2
3
4
Bastuträsket
Stavträsket
4
5
Stavträsket
Figur 3.9. Fortsättning
40
5
1
2
3
Bjurlidträsket
1
2
3
4
Stavträsket
5
– Stavträsket, sediment 2005
I Stavträsket var ytsedimentet (0-3 cm) rödbrunt i punkt 1-4. Det rödbruna skiktet var i punkt
2 ca fem centimeter tjockt och hade ett iögonfallande rostrött ytskikt. Under det brunröda
sedimentet övergår färgen tvärt till gråsvart/brunsvart vid dessa punkter för att på djupet åter
få ett allt större inslag av grått. I punkt 5 är sedimentet helt svart från ytan och ner till 22 cm
där det får en varierande gråsvart färgton. Denna punkt ligger i sjöns djupaste del (ca 16 m).
Ytsedimentet i Stavträsket visar på ett utbredningsmönster där de lägsta metallhalterna förekommer i punkt 1, därefter stiger de något i punkt 2 för att vara högst i punkt 3-5 (figur 3.9).
För koppar är haltökningen mycket kraftig mellan punkt 1 och 2. Arsenik avviker från
mönstret och uppvisar de högsta halterna i punkt 1, 4 och 5. Halterna i ytsedimentet är oftast
betydligt högre än bakgrundshalterna, dock är halterna av nickel och krom tämligen lika på
alla nivåer. Jämfört med proppen från 2004 (punkt 2) så är halterna lika höga, frånsett
kvicksilver vars halt är cirka fem gånger högre vid denna provtagning. Bakgrundshalterna i
punkt 2 är de samma vid båda provtagningarna. Glödförlusthalten varierar mellan 25-40 % av
TS, den högsta halten vid punkt 1. Torrsubstanshalten i ytsedimentet varierar mellan 2-12 %.
De högsta halterna förekommer i punkt 3.
Enligt Naturvårdsverkets bedömningsgrunder är halterna av arsenik och till viss del koppar i
ytsedimentet mycket höga (klass 5). För krom, kvicksilver, nickel och zink är halterna
måttligt höga (klass 3), medan bly och i viss mån kadmium uppvisar låga till mycket låga
halter (klass 1-2). I punkt 1 förekommer metallerna, frånsett arsenik, i lägre halter än vid
övriga punkter. En jämförelse mellan halterna i ytsedimentet och bakgrundshalterna visar att
för arsenik, koppar och kvicksilver (och kadmium och zink i punkt 5) är avvikelserna tydliga
till mycket stora (klass 3-5), vilket pekar mot påverkan från lokala källor.
Metallhalterna i bottenvattnet visar vid provtagningstillfället inte på något tydligt mönster
som går att koppla till halterna i ytsedimentet. Förhöjda halter av kadmium, zink och koppar
förekommer vid punkt 2, för koppar även vid punkt 5 och av arsenik vid punkt 1. Halterna för
dessa metaller var vid dessa punkter måttligt höga till höga (klass 3-4). Kvicksilver låg under
rapporteringsgränsen (< 0,005 µg Hg/l) vid samtliga punkter. pH låg i Stavträsket på 6,2-6,5
vilket bedöms som måttligt surt (klass 3), medan alkaliniteten var mycket god (0,32 mekv/l i
punkt 5) till god (klass 1-2).
Bakgrundshalter
De bakgrundshalter för metaller som konstaterats i och med sedimentprovtagningarna under
2004 och 2005 visar att variationen är stor både mellan och inom de utvalda sjöarna i
Bolidenområdet (tabell 3.6). En jämförelse med de naturliga ursprungliga halter som anges i
Naturvårdsverkets bedömningsgrunder (Naturvårdsverket 1999) visar att bakgrundshalterna i
flera fall ligger i närheten av dessa halter. Bakgrundshalterna av arsenik är emellertid kraftigt
förhöjda i flera sjöar, dock inte i Bruträsket och Stortjärnen. Bakgrundshalterna för övriga
metaller är sällan mer än dubbelt så höga som de naturliga ursprungliga halter som
bedömningsgrunderna redovisar. Bakgrundshalterna av metaller i Maurträskets sediment visar
på liknande naturliga ursprungliga förhållanden som i de undersökta bolidensjöarna.
41
Tabell 3.6. Bakgrundshalter (mg/kg ts) i sediment i de utvalda sjöarna i Bolidenområdet, Maurträsket (Rönnblom 1999) samt naturliga
ursprungliga halter enligt Naturvårdsverkets bedömningsgrunder för sjöar och vattendrag, rapport 4913 (Naturvårdsverket 1999).
I Bastuträsket, Bjurlidträsket och Stavträsket togs sedimentproppar i flera djuphålor per sjö varför bakgrundshalterna för dessa
sjöar redovisas som haltintervall. Dessutom redovisas antal sedimentproppar, prov samt sedimentnivåer som ligger till grund för
bakgrundshalterna.
Antal
proppar
/ prov
Nivå
(cm)
Arsenik
Bly
Kadmium
Kobolt
Koppar
Krom
Kvicksilver
Nickel
Zink
Bastuträsket
3/4
29-41
130-460
7-25
0,3-07
9-15
8-17
14-30
0,09-0,13
6-12
110-230
Bjurlidträsket
2/3
25-33
28-170
7-12
0,4-0,5
8-11
12-22
14-30
0,09-0,10
12-15
88-220
Bjurvattnet
1/1
28-29
44
16
0,3
14
17
28
0,04
17
110
Bruträsket
2/3
30-34
11
11
0,3
11
12
31
0,07
15
113
Klockträsket
1/1
29-30
74
6
0,6
11
22
25
0,14
10
180
Långträsket
1/2
29-45
52
7
0,4
9
19
17
0,06
14
125
Stavträsket
3/4
27-36
30-170
10-37
0,3-0,4
13-20
17-29
20-32
0,02-0,10
14-19
140-170
Stortjärnen
1/1
29-30
10
2
0,4
4
13
13
0,08
8
54
Maurträsket
1/1
29-30
194
6
0,7
18
16
83
16
0,17
203
8
5
0,3
15
15
15
0,08
10
100
Naturliga ursprungliga halter 1
1
Naturliga ursprungliga halter i områden opåverkade av lokala utsläpp och försurning, pH > 6.0 (Naturvårdsverket 1999).
42
3.2.3 Abborrar
Morfometriska variabler och resultat från metallanalyserna på abborrarna som fångades under
2004 i Bastuträsket, Bjurlidträsket, Bjurvattnet, Långträsket, Stavträsket och Stortjärnen
redovisas i tabeller och diagram. För jämförelse har resultat från Ytterträsket, regional
referenssjö i det svenska miljöövervakningsprogrammet medtagits (Greyerz 2005). Ytterträsket ligger vid Gagsmark, ca 45 km nordost om undersökningsområdet. Medel-, maximioch minimivärden för varje sjö redovisas i diagrammen. Fullständiga data från
abborrundersökningen återfinns i bilaga 5.
Antal analyserade fiskar från sjöarna varierar mellan sex och tio stycken (tabell 3.7). Att målet
med tio fiskar per sjö inte uppnåtts beror på att tillräckligt antal fiskar i lämplig storlek inte
har fångats. Könsfördelningen visar att den övervägande delen av de analyserade abborrarna
från bolidensjöarna var honor, utom i Långträsket där antalet var lika av båda könen (tabell 3.7).
Tabell 3.7. Antal analyserade abborrar per sjö samt könsfördelning hos dessa. Långträsket
och Stortjärnen används i denna undersökning som lokala referenssjöar för
Bolidenområdet. Ytterträsket är regional referenssjö i det svenska miljöövervakningsprogrammet (NRM 2005).
Bastuträsket
Bjurlidträsket
Bjurvattnet
Stavträsket
Långträsket
Stortjärnen
Ytterträsket
Antal
6
9
8
6
6
10
10
Kön
(♂ / ♀)
2/4
3/6
1/7
1/5
3/3
3/7
3/7
Beträffande storleken på de analyserade abborrarna kan man se att det finns en variation
mellan sjöarna (figur 3.10). I Bjurvattnet var de analyserade fiskarna något mindre än i de
övriga sjöarna. Det faktum att ett antal fiskar som var något längre än 20 cm har analyserats,
bidrar givetvis till denna variation. Större fiskar än 20 cm har analyserats för Bastuträsket (4
st), Bjurlidträsket (1 st), Långträsket (2 st) och Stavträsket (3 st). Den beräknade konditionsfaktorn (CF) är lägst i Bjurvattnet och Stortjärnen, vilket tyder på att fiskarna är något
magrare där än i de övriga sjöarna. I den regionala referenssjön Ytterträsket ligger konditionsfaktorn något högre än i de utvalda sjöarna i Bolidenområdet.
I Långträsket och Bjurvattnet var medelåldern lägre (ca 4 år) än i de övriga bolidensjöarna
(5,8-7,3 år). Abborrarna i Ytterträsket hade den högsta medelåldern, 8,3 år. Medeltillväxten
hos abborrarna från Långträsket var ungefär dubbelt så hög som i de övriga bolidensjöarna.
Ytterträskets abborrar hade den avgjort lägsta tillväxten av alla abborrar.
43
120
25
Vikt
Längd
100
20
80
cm
gram
15
60
10
40
5
20
0
0
Bastutr. Bjurl.tr. Bjurva. Stavtr.
12
Långtr.
(ref.)
Bastutr. Bjurl.tr. Bjurva. Stavtr. Långtr.
(ref.)
Stortj. Yttertr.
(ref.)
(ref.)
1,4
Ålder
Konditionsfaktor
1,2
Konditionsfaktor
10
8
år
Stortj. Yttertr.
(ref.)
(ref.)
6
4
1,0
0,8
0,6
0,4
0,2
2
0,0
0
Bastutr. Bjurl.tr. Bjurva. Stavtr. Långtr. Stortj. Yttertr.
(ref.) (ref.) (ref.)
Stortj. Yttertr.
(ref.)
(ref.)
Figur 3.10. Medel-, maximi- och minimivärden
för längd, vikt, ålder, beräknad
årlig tillväxt och konditionsfaktor
hos abborrarna från de utvalda
sjöarna i Bolidenområdet och den
regionala referenssjön Ytterträsket
(Greyerz 2005). Långträsket och
Stortjärnen används i denna underSökning som lokala referenssjöar
för Bolidenområdet.
35
Tillväxt
30
25
g/år
Bastutr. Bjurl.tr. Bjurva. Stavtr. Långtr.
(ref.)
20
15
10
5
0
Bastutr. Bjurl.tr. Bjurva. Stavtr.
Långtr.
(ref.)
Stortj. Yttertr.
(ref.)
(ref.)
Resultaten från metallanalyserna visar inte på något entydigt mönster mellan sjöarna (figur 3.11).
Medelhalterna av kadmium i lever ligger på 4,3-5,6 mg Cd/kg ts utom i abborrarna från
Långträsket där medelhalten bara är en tredjedel så hög, 1,7 mg Cd/kg ts, och haltvariationen
liten. Två abborrar från Bjurlidträsket och en från Stavträsket innehöll halter över 8 mg Cd/kg
ts. Medelhalten av kadmium i Ytterträsket är dubbelt så hög som för huvuddelen av sjöarna i
denna undersökning.
Resultaten från analyserna av koppar i abborrlever visar på betydligt högre medelhalter (18
resp. 26 mg Cu/kg ts) och större haltvariationer i Bjurlidträsket och Stavträsket jämfört med
de övriga sjöarna, vars medelhalter låg på 8,9-10,8 mg Cu/kg ts. I Stavträsket innehöll en
abborre så mycket som 67 mg Cu/kg ts och i Bjurlidträsket innehöll två abborrar halter över 35
mg Cu/kg ts. Abborrarna från Ytterträsket ligger på samma haltnivå som de från Bjurlidträsket.
Medelhalterna av zink i abborrarna varierar lite mellan bolidensjöarna, 110-120 mg Zn/kg ts. I
Ytterträsket var medelhalten något lägre, 105 mg Zn/kg ts. Abborrarna från Bjurlidträsket och
Stortjärnen samt den regionala referenssjön Ytterträsket uppvisar den största haltvariationen
av zink.
44
När det gäller kvicksilver i abborre kan man se att mönstret i stort sett är det samma både för
lever och för muskel (figur 3.11). Stortjärnen uppvisar de högsta halterna, medan Bjurvattnet
ligger på betydligt lägre halter än de övriga sjöarna. En jämförelse av de uppmätta
kvicksilverhalterna i muskel med Europeiska kommissionens gränsvärde för fiskkött, 0,5 mg
Hg/kg våtvikt (Europeiska gemenskapernas kommission 2001), visar att endast tre av fiskarna
från denna undersökning ligger över gränsvärdet, samtliga från Stortjärnen. Medelhalten av
kvicksilver i muskel hos abborrarna från Ytterträsket ligger på samma nivå som hos
Stortjärnens abborrar. Kvicksilverhalterna i lever är 2-4 gånger högre än i muskel, vilket
indikerar att upplagring av kvicksilver sker i större omfattning i lever.
14
Kobolt
Halt i lever (mg/kg ts)
Halt i lever (mg/kg ts)
12
5
Kadmium
10
8
6
4
2
0
Långtr.
(ref.)
2
1
Stortj. Yttertr.
(ref.)
(ref.)
Bastutr.
80
140
60
50
40
30
20
10
Bjurva.
Stavtr.
Långtr.
(ref.)
Stortj.
(ref.)
Zink
120
100
80
60
40
20
0
0
Bastutr. Bjurl.tr. Bjurva. Stavtr.
Långtr.
(ref.)
Stortj. Yttertr.
(ref.)
(ref.)
Bastutr. Bjurl.tr. Bjurva. Stavtr. Långtr.
(ref.)
Stortj. Yttertr.
(ref.)
(ref.)
0,7
5
Kvicksilver
0,6
4
Halt (mg/kg vs)
Halt i lever (mg/kg ts)
Bjurl.tr.
160
Koppar
Halt i lever (mg/kg ts)
Halt i lever (mg/kg ts)
3
0
Bastutr. Bjurl.tr. Bjurva. Stavtr.
70
4
3
2
1
Kvicksilver
(muskel)
0,5
0,4
0,3
0,2
0,1
0
0,0
Bastutr.
Bjurl.tr.
Bjurva.
Stavtr.
Långtr.
(ref.)
Bastutr. Bjurl.tr. Bjurva. Stavtr. Långtr.
(ref.)
Stortj.
(ref.)
Stortj. Yttertr.
(ref.)
(ref.)
Figur 3.11. Medel-, maximi- och minimihalter av metaller i lever (mg/kg ts) och kvicksilver i
muskel (mg/kg vs) hos abborrarna från de utvalda sjöarna i Bolidenområdet och
den regionala referenssjön Ytterträsket (Greyerz 2005). Långträsket och Stortjärnen
används i denna undersökning som lokala referenssjöar för Bolidenområdet.
Europeiska kommissionens gränsvärde för kvicksilver i muskel, 0,5 mg/kg vs, är
markerat i diagrammet (Europeiska gemenskapernas kommission 2001).
45
Analysresultaten för arsenik, bly, krom och nickel i abborrlever redovisas inte i diagram,
eftersom halterna av dessa metaller i huvudsak låg under rapporteringsgränserna hos
abborrarna från bolidensjöarna. Av arsenik i lever innehöll endast fyra abborrar mätbara
halter, tre i Bastuträsket och en i Bjurlidträsket. Två av abborrarna från Bastuträsket
uppvisade jämförelsevis höga halter 2,6 respektive 2,7 mg As/kg ts (torrsubstans), medan de
andra två låg i nivå med rapporteringsgränserna (0,2-0,7 mg As/kg ts). I abborrarna från
Ytterträsket ligger medelhalten på ca 0,4 mg As/kg ts.
Analyserna av bly och krom i lever visar på halter över rapporteringsgränserna (0,05-0,3 mg
Pb/kg ts respektive 0,04-0,3 mg Cr/kg ts) i endast en abborre vardera (figur 3.11). Den
uppmätta halten av bly (Bjurlidträsket) låg något över den högsta rapporteringsgränsen,
medan kromhalten (Stavträsket) låg inom intervallet för rapporteringsgränserna. I Ytterträsket
låg medelhalterna av bly och krom under eller i nivå med de lägre rapporteringsgränserna för
abborrarna från bolidensjöarna.
Av nickel innehöll sammanlagt sju abborrar halter över rapporteringsgränserna (0,06-0,2 mg
Ni/kg ts), varav två låg över den högsta gränsen, en i Bjurlidträsket (0,55 mg Ni/kg ts) och en
i Långträsket (0,40 mg Ni/kg ts). I Ytterträsket låg halterna under eller i nivå med den nedre
rapporteringsgränsen.
De statistiska beräkningarna visar att det inte finns någon signifikant (statistiskt säkerställd)
skillnad (p>0,05) mellan de lokala referenssjöarna, Långträsket och Stortjärnen, och de övriga
sjöarna i undersökningen vad det gäller halterna av koppar och zink i abborrlever. Halterna av
kadmium i lever är dock signifikant högre i de senare. Förhållandet är det motsatta när det
gäller kvicksilver, där är halterna signifikant högre i de lokala referenssjöarna. För arsenik,
bly, krom och nickel är det inte meningsfullt att göra några statistiska beräkningar på grund av
att mätbara halter endast förekom i ett fåtal av fiskarna. Beträffande abborrarnas ålder så visar
de statistiska beräkningarna att skillnaden är signifikant mellan flera sjöar.
Jämför man i sin tur abborrarna från de lokala referenssjöarna Långträsket och Stortjärnen
respektive de övriga bolidensjöarna med den regionala referenssjön Ytterträsket, så visar de
statistiska beräkningarna att de förhöjda kadmiumhalterna i abborrar från bolidensjöarna är
signifikant lägre jämfört med abborrarna från Ytterträsket. Beträffande kvicksilver så finns
inte någon signifikant skillnad mellan de förhöjda halterna i de lokala referenssjöarna och
Ytterträsket. För zink i lever är halterna signifikant högre i bolidensjöarna, medan det inte
finns någon skillnad mellan bolidensjöarna och Ytterträsket beträffande koppar i lever.
46
3.2.4 Skogsavverkningar inom Bjurlidträskets tillrinningsområde
De uppgifter om avverkningar inom Bjurlidträskets tillrinningsområde som sammanställts visar
att den avverkade skogsarealen var jämförelsevis stor under senare delen av 1800-talet och att
1960-talet och i viss mån 1980-talet var årtionden då stora områden avverkades (figur 3.12).
160
Avverkad areal (ha)
140
120
100
80
60
40
20
0
1840
1860
1880
1900
1920
1940
1960
1980
2000
Årtionde
Figur 3.12. Avverkad skogsareal per årtionde för Bjurlidträskets tillrinningsområde.
47
3.3 Diskussion
Naturligt tillstånd av metaller i Bolidenområdets sjöar
I ett område som det runt Boliden, med en historia som under 1900-talet präglats av
upptäckter av malmfyndigheter och kraftig expansion av gruvverksamheten, ligger det nära
till hands att tro att den naturliga metallbelastningen på sjöar och vattendrag är betydligt större
än i områden med metallfattigare berggrund. De analyser av sediment från bakgrundsnivåer i
åtta sjöar i Bolidenområdet visar dock i många fall på halter som bedöms som naturliga
ursprungliga halter i områden som är opåverkade av lokala källor eller försurning (Naturvårdsverket 1999).
Arsenik är den metall som avviker i störst omfattning från detta och samtidigt uppvisar stor
haltvariation i området. I främst Bastuträsket, men även i Bjurlidträsket och Stavträsket är
bakgrundshalterna kraftigt förhöjda (60, 20 respektive 20 ggr) och haltvariationerna tämligen
stora (3-6 ggr) mellan olika djuphålor i sjöarna. Bruträsket och Stortjärnen uppvisar däremot
bakgrundshalter för arsenik som är jämförbara med dem som anges beskriva en naturlig
ursprunglig belastning. Denna variation hos arsenik har sannolikt sin förklaring i den ofta rika
förekomsten och stora variationen av arsenik i områdets morän, vilken även avspeglas i
analyser av rötter från bäckvattenväxter (SGU:s mark- och biogeokemiska databaser).
För övriga metaller (bly, kadmium, kobolt, koppar, krom, kvicksilver, nickel och zink) ligger
bakgrundshalterna i närheten av de ursprungshalter som anges i bedömningsgrunderna. Bly
uppvisar som mest en haltförhöjning på sju gånger, övriga metaller som mest en fördubbling.
Uppmätta halter av dessa metaller i moränen i området är inte anmärkningsvärt höga utan
ligger i närheten av medianvärdena för samtliga karterade områden i riket (SGU:s markgeokemiska databas). Påvisade haltförhöjningar av t.ex. bly, kadmium, koppar, krom och zink i
bäckvattenväxter i Bolidenområdet bedöms av SGU vara kopplade till sulfidmineraliseringarna i området och därmed naturliga. För arsenik och koppar, men även andra metaller
kan dock det mänskliga bidraget vara svårt att skilja från det naturliga i mineraliserade
områden som detta (Ohlsson 2005).
Uppmätta bakgrundshalter i Maurträsket (Rönnblom 1999), som också ligger inom ett
sulfidmineraliserat område, ligger på samma nivåer som i sjöarna i Bolidenområdet om man
bortser från krom, vars bakgrundshalt var betydligt högre i Maurträsket.
Mot denna beskrivning av vad som bedöms vara naturliga metallförhållanden i vattenmiljön i
Bolidenområdet görs den fortsatta tolkningen av de genomförda undersökningarna.
Förhållandena i Bruträsket när det gäller metaller och näringsämnen diskuteras under kapitel 4.3.
Sjöarna i Bolidenområdet och mänsklig påverkan
En generell bedömning av sjöarnas tillstånd utifrån vattenprovtagningarna i utloppen visar på
goda förhållanden ur försurningssynpunkt, pH-värdena ligger nära neutralt och buffertkapaciteten mot försurande ämnen är förhållandevis god, i Stortjärnen dock något svag.
Färgtalet visar att vattnet i sjöarna är tämligen färgat, i Stortjärnen kraftigt, vilket sannolikt
beror på tillförsel av humusämnen från skogs- och myrmarkerna i tillrinningsområdena.
Långträsket avviker från de övriga med ett relativt klart vatten. Sjöarna är näringsfattiga och
konduktiviteten är normal för norrländska skogssjöar.
48
När det gäller metaller i vatten är halterna i utloppen låga till mycket låga, frånsett koppar
som är något förhöjt i Bastuträsket, Bjurlidträsket och Bjurvattnet. Sammantaget visar
analyserna inte på någon tydlig mänsklig påverkan, utan förhållandena är normala för
norrländska skogssjöar om man bortser från koppar. Noteras skall att bedömningen baseras på
en till två provtagningar som endast ger en ögonblicksbild av hur förhållandena såg ut vid
provtagningstillfället. Dessutom påverkas vattnets innehåll av ämnen av flera naturliga
processer i sjöarna, vilket gör att halterna i utloppen inte ger en fullständig bild av
belastningen på sjöarna.
En mer övergripande och dessutom historisk bild av hur metallbelastningen förändrats över
tiden får man utifrån de utförda sedimentundersökningarna. En viss påverkan på metallernas
fördelning i sedimentet uppkommer till följd av naturliga processer, men variationer hos
metallbelastningen som orsakas av mänskliga verksamheter överskuggar oftast dessa.
Fördelningen av de redoxkänsliga ämnena arsenik, järn, mangan och fosfor domineras dock
ofta av naturliga processer (se nedan).
De förhöjda halterna i ytsedimentet jämfört med på bakgrundsnivån i referenssjöarna
Långträsket och Stortjärnen, samt Bjurvattnet, speglar sannolikt den diffusa spridningen av
metaller från t.ex. gruvverksamheter och trafik i området samt i viss mån tillförsel av
långtransporterade ämnen. För många metaller syns en haltminskning mot sedimentytan som
visar att metallbelastningen minskat under senare år, vilket överensstämmer med den
nationella miljöövervakningens undersökningar av metaller i mossa, som är en metod för att
studera nedfallet av metaller (IVL Svenska miljöinstitutet AB 2006). Ett belastningsmönster
som det som nyss beskrivits syns också i Maurträskets sediment, även om mycket tyder på att
metallbelastningen i de flesta fall har varit lägre där än i de nämnda sjöarna i Bolidenområdet.
I Bastuträsket, Bjurvattnet, Stavträsket och Stortjärnen syns en haltökning av t.ex. bly,
kadmium, kvicksilver och zink i de översta centimetrarna av sedimentet. Detta kan delvis vara
orsakad av skillnader i årsnederbörden under de senaste åren. Under främst 2002, men även
2003 var årsnederbörden betydligt lägre än de föregående åren, för att under 2004 och 2005
vara högre igen. Denna variation påverkar avrinningen och sannolikt även transporten av
metaller till sjöarna.
När det gäller kvicksilver är det känt att närheten till myrar och påverkan på marken genom
olika skogsbruksåtgärder har betydelse för belastningen på sjöar och vattendrag. Haltförhöjningarna av kvicksilver en bit ner i Stortjärnens sediment kan ha sin förklaring i detta.
Den kraftiga färgen och höga halten av organiskt material i tjärnens vatten vittnar om
inverkan från de närliggande myrarna, och skogsbruk är den enda mänskliga verksamhet som
bedrivs i tillrinningsområdet.
Arsenik, tillsammans med järn och mangan beskriver ofta en tydlig haltökning i sjöarnas
ytsediment. Detta är inte ovanligt, utan uppkommer till följd av variationer i redoxförhållandena,
vilka påverkas av förändringar i vattnets syreinnehåll. När reducerande (syrefattiga)
förhållanden inträder i sedimentet löses järn- och manganhydroxiderna upp. Arsenik kommer
då också att lösas eftersom det binder till järnhydroxider i stor utsträckning. Metallerna
diffunderar uppåt och fastläggs närmare sedimentytan där förhållandena åter är oxiderande
(innehåller mer syre). Dessa processer medför alltså att det sker en naturlig anrikning av
arsenik, järn och mangan i ytsedimentet, vilket innebär att det är svårt att göra en korrekt
bedömning av belastningen över tiden. Jämför man med Maurträsket, som vid provtagnings-
49
tillfället inte hade någon gruvverksamhet i tillrinningsområdet, så uppvisar det en extremt
kraftig anrikning av arsenik i ytsedimentet till följd av dessa naturliga processer. Haltökningarna av fosfor i ytsedimentet kan också tillskrivas dessa processer, eftersom även
fosfor binder till järnhydroxider i stor utsträckning.
I Bastuträsket, Bjurlidträsket samt Stavträsket förekommer tydliga haltförändringar hos vissa
metaller, dels mellan bakgrunds- och ytsediment, dels mellan olika nivåer i ytsedimentet. Att
förändringarna är betydligt större än i referenssjöarna och att de sker snabbt i djupled i
sedimentet tyder på att dessa sjöar är eller har varit utsatta för betydande påverkan från
mänsklig verksamhet inom tillrinningsområdet. Även de stora haltskillnaderna mellan olika
delar av sjöarna visar att så är fallet. Förhöjda metallhalter i tillflöden pekar också mot att det
finns lokala källor som belastar sjöarna i dag.
Bastuträsket
I Bastuträskets ytsediment förekommer förhöjda halter av flera metaller i punkt 2 och vidare i
strömningsriktningen till punkt 5. Att även referenssjön Klockträsket visar på lika höga halter
av vissa metaller i ytsedimentet kan tyda på tillförsel av metaller till Bastuträsket från
områden längre upp i tillrinningsområdet. De höga bakgrundshalterna i Klockträskets och
Bastuträskets sediment av främst arsenik, men även koppar, krom, kvicksilver och zink är att
anse som naturligt förhöjda. En koppling till moränkemin i området kan ses för arsenik och i
viss mån för koppar.
För kadmium och zink ser man att halterna i punkterna 2-5 är
betydligt högre än i punkt 1 och Klockträsket. Detta
förhållande är sannolikt orsakat av att det sker en lokal
tillförsel av metaller till sjön, även om skillnader mellan
djuphålornas sedimentationsmiljöer även inverkar. En
bidragande orsak kan också vara ändrad markanvändning
(avverkning, markberedning, dikning) i avrinningsområdet,
vilket ökar transporten av metaller till sjön. En annan och
mer betydande källa kan vara att det sker ett läckage av
metaller från området runt Kankbergsgruvan som ligger på
södra sidan sjön, något uppströms punkt 2. Att brädd- och
läckagevatten från gruvan och gråbergsupplaget avleddes
mot Bastuträsket mellan åren 1966-1987 (Lindeström 1989)
innebar sannolikt en betydande metallbelastning på sjön.
Analyser av läckagevatten från 1977-1978 visar på extremt
höga halter (40 µg Pb/l, 260 µg Cd/l, 800 µg Cu/l och 118
000 µg Zn/l). Det är antagligen spår från den tiden som
avspeglas i de höga metallhalterna på 5 cm sedimentdjup. Att
området nedanför gruvan och gråbergsupplaget genomströmmades av det metallförorenade vattnet har sannolikt
medfört att det skett en upplagring av metaller i marken,
vilka successivt lakar ur och transporteras ner till sjön av
markvattnet.
Figur 3.13. Diket som avvattnar markområdet
nedanför gråbergsupplaget vid Kankbergsgruvan.
Terrängen runt gruvområdet lutar tämligen kraftigt ned mot sjön, vilket trots skärmdikena
skulle kunna medföra att metaller från det vittrande gråbergsupplaget transporteras ut i sjön
50
även i dag. Därtill går det ett mindre dike från markområdet nedanför gråbergsupplaget
(figur 3.13) och ned till Bastuträsket, vilket kan öka avrinningen av eventuellt läckagevatten.
Att det inträffat att läckagevatten bräddat över vid pumpdammen nedanför gråbergsupplaget
även på senare år, innebär en ytterligare tillförsel av metaller, vilka med tiden kommer att
lakas ur och hamna i Bastuträsket.
När det gäller arsenik så är halterna på bakgrundsnivåerna i sedimentet mycket höga och
ytterligare förhöjda i ytsedimenten, vilket delvis kan förklaras av naturlig förekomst i
tillrinningsområdet respektive naturlig anrikning i ytsedimentet. Tillförsel av arsenik från
området runt Kankbergsgruvan är också trolig.
Provtagningarna från olika vattendjup i Bastuträsket i april 2005, visar att det sannolikt sker
en avgång av arsenik från sedimentet till bottenvattnet orsakat av att främst järn, men även
mangan, reduceras och löses som en följd av minskad syretillgång vid botten. Detta kan
inträffa under slutet av stagnationsperioderna, d.v.s. i slutet av vintern respektive sommaren,
på grund av att nedbrytningsprocesserna vid botten förbrukar mycket syre samtidigt som
omblandningen av vattenmassan hindras av is eller stabil temperaturskiktning. Haltökningen
av bly, kadmium och krom i bottenvattnet kan också vara orsakade av detta, dock i mindre
omfattning. Metaller frigörs också vid den nedbrytning av organiskt material som framförallt
sker i ytsedimentet. Koppar och zink visar inte några tecken på tillförsel från sedimentet,
tvärtom är halterna lägst närmast botten.
Av de övriga vattenprovtagningarna (bottenvatten, in- och utloppsvatten) visar de flesta på så
låga metallhalter att någon betydande påverkan från mänsklig verksamhet inte tycks
förekomma. Dock krävs ytterligare provtagningar av bl.a. inlopps-, botten- och markvatten för
att med säkerhet fastställa orsakerna till de observerade haltförhöjningarna i Bastuträskets
sediment och vatten.
Stavträsket
Liksom i Bastuträsket förekommer förhöjda metallhalter i vissa delar av Stavträskets
ytsediment. Bakgrundshalterna, av bl.a. arsenik, bly, koppar, krom och zink, bedöms vara
naturligt förhöjda. Även här kan en koppling till moränens innehåll av bl.a. arsenik och
koppar ses.
Den ökande halten organiskt material uppåt i Stavträskets sediment kan, som tidigare nämnts,
bidra till en skenbar ökning av metallhalterna. En normalisering av metallhalterna mot
glödförlusthalten på bakgrundsnivån, då man teoretiskt räknar bort denna effekt, visar att
metallhalterna i ytsedimentet minskar till hälften. Detta skulle dock innebära att halterna av
t.ex. bly och zink i ytsedimentet skulle vara lägre än på bakgrundsnivån, vilket inte är troligt
med tanke på de utsläpp av metaller som trots allt sker från bl.a. industrier, trafik och andra
mänskliga verksamheter. Samtidigt skulle kopparhalten i ytsedimentet ändå vara 15 gånger
högre än på bakgrundsnivån. Detta visar på två saker, dels att metallernas fördelning i
Stavträskets sediment i betydande omfattning styrs av andra faktorer än det organiska
materialet, dels att det i dagsläget sker en betydande tillförsel av koppar till Stavträsket.
51
De mycket höga halterna av koppar vid punkt 2-5 samt de
mindre men likartade haltförhöjningarna av kadmium,
krom, kvicksilver och zink i dessa punkter, indikerar att det
finns en lokal källa som påverkar sjön. En källa i sjöns
närområde kan vara området runt den till viss del
efterbehandlade gruvan Åkulla Västra som ligger i sluttningen
nordöst om Stavträsket. Ett avskärande vägdike vid foten
av sluttningen samlar upp vattnet från området ovanför
(figur 3.14) och leder det ut i sjön via inlopp 2 som mynnar
något uppströms sedimentprovtagningspunkt 2. Därifrån
kan metallerna sedan spridas och successivt sedimentera i
de olika djuphålorna.
De kraftigt förhöjda halterna av koppar och zink som
mättes upp i inlopp 2 i maj 2005, samt den extremt höga
halten av koppar (1100 µg Cu/l) i avrinnande vatten från
dagbrottet och industriplanen vid gruvan Åkulla Västra Figur 3.14. Vägdike nedanför
gruvan Åkulla Västra.
hösten 1978 (Rantalankila 1995), pekar mot att sjön är och
har varit utsatt för en betydande tillförsel av koppar och
andra metaller från detta område. Förhöjda halter av koppar och zink i inlopp 3 visar att
området väster om Gillervattnet och söder om tillfartsvägen mot Kankbergsgruvan och
Åkullagruvorna sannolikt också är påverkat av gruvverksamheten i närområdet.
Som tidigare nämnts kan olika skogsbruksåtgärder också bidra med en viss ökning av
transporten av metaller ut i sjöar och vattendrag. Skillnader mellan djuphålorna när det gäller
sedimentationsmiljöer inverkar också på hur mycket metaller som sedimenterar. Dessa
faktorer bedöms dock vara av underordnad betydelse i detta fall.
Att det sker en tillförsel av metaller till Stavträsket även i dag vittnar de förhöjda halterna av
koppar, zink och kadmium i bottenvattnet om. De goda syreförhållandena vid botten till följd
av vårcirkulationen minimerar risken att metallerna avgått från sedimentet vid den tid då
provtagningarna genomfördes.
De provtagningar som genomförts i Stavträsket visar att det finns skäl att misstänka att det
sker en betydande metalltillförsel från området runt gruvan Åkulla Västra. För att säkert
kunna fastställa om det förhåller sig så och för att få en bättre uppfattning om hur stor metalltransporten är behövs ytterligare provtagningar.
Kan metallbelastningen på Stavträsket även påverka det nedströms liggande Bjurvattnet?
Förhöjda halter av koppar har mätts upp i Bjurvattnets ytsediment, men om det orsakas av
tillståndet i Stavträsket eller om det finns andra källor till det är svårt att avgöra. För att
klargöra detta krävs vidare undersökningar.
Bjurlidträsket
Resultaten från sedimentundersökningarna i Bjurlidträsket visar att belastningen av arsenik är
naturligt förhöjd, särskilt i den västra delen av sjön. För övriga metaller ligger
bakgrundshalterna i närheten av det som bedöms vara naturliga ursprungliga halter. Dessutom
framträder två tydliga företeelser, dels att det skett en markant belastningsökning av metaller
52
på Bjurlidträsket från 1950-talet och fram till mitten av 1980-talet, dels att belastningen är
avsevärt större i den västra delen av sjön och där främst i den västra bassängen (punkt 3). Före
den nämnda haltökningen var metallhalterna tämligen konstanta. En svag haltökning av en del
metaller från 10-11 cm, motsvarande 1930-talet, är sannolikt kopplad till etableringen av
gruvverksamheten i Boliden. För bly sker en svag men tydlig haltökning från den djupaste
nivån. Denna företeelse har man inom miljöforskningen funnit i flera svenska sjöars djupa
sediment och kunnat fastställa att den är orsakad av lufttransport från gruvverksamheter i
Europa upp till ett par tusen år bakåt i tiden.
Något man bör lägga märke till i samband med den kraftiga haltökningen av metaller i punkt 3
är den nedgång av glödförlusthalten (andelen organiskt material) som uppträder samtidigt.
Den troligaste förklaringen till detta är att någon förändring i avrinningsområdet medfört en
ökad intransport av minerogent material (och metaller) till sjön under denna period, vilket
visar sig som en nedgång i mängden organiskt material.
Från de högsta halterna på 1980-talet för flertalet metaller (ej de redoxkänsliga – arsenik, järn
och mangan) går trenden entydigt mot lägre halter fram till i dag. Detta skiljer sig från
ytsedimentprovtagningarna (0-1, 1-2, 2-3 cm) som gjordes 1996 av Miljökontoret, Skellefteå
kommun. Då visade halterna av bly, koppar och kvicksilver att belastningen av dessa metaller
var ökande.
Vattenprovtagningarna avslöjar att bottenvattnet i den västra delen av sjön (punkt 2 och 3)
innehåller högre halter av främst koppar jämfört med den östra delen, vilket överensstämmer
med resultaten från sedimentprovtagningarna. De högre halterna av arsenik, koppar och zink i
bottenvattnet jämfört med ytvattnet i punkt 3 kan, främst för arsenik, bero på avgång från
sedimentet till följd av de låga syrehalterna i bottenvattnet och de reducerande förhållanden
det ger. Vattenprovtagningarna i inflödena visar dessutom att den västra delen av sjön tillförs
vatten med tydligt förhöjda halter av koppar och zink via Nymyrbäcken (inlopp 2), medan
inloppen till den östra delen av sjön från Gåsmyren/Gåstjärnen och Stortjärnen (inlopp 1 resp. 3)
uppvisar betydligt lägre halter.
Vad kan då ligga bakom den markanta belastningsökningen på västra delen av Bjurlidträsket?
Som tidigare nämnts kan olika typer av skogsbruksåtgärder medföra en viss transportökning
av metaller till sjöar och vattendrag. Den jämförelsevis stora arealen skogsmark som
avverkades under 1960-talet och den störning av markskiktet och hydrologin detta medförde,
kan sannolikt bidra något till den observerade haltökningen i sedimentet. Särskilt när man
betänker att luftutsläpp och damning från gruvverksamheten kan ha inneburit en upplagring
av metaller i de ytliga marklagren i Bolidenområdet. Stora förändringar inom skogsbruket
(t.ex. införandet av trakthyggesbruk med kalavverkningar och skogsmaskinernas intåg) under
1950-60-talen är faktorer som medfört en kraftigare påverkan på skogsmarken jämfört med
tidigare. Dessutom har skogsdikningar förekommit i området och detta har sannolikt också
påverkat ämnestransporten till sjön.
Metallhalterna i Bjurlidträskets sediment (västra delen) stiger dock kraftigt ända upp till 1980talet och är, trots att de avtar därefter, höga i ytsedimentet. Skulle effekterna av
skogsavverkningarna vara den huvudsakliga källan till de höga metallhalterna, borde detta ha
medfört högre halter i ytsedimentet i den östra delen av sjön än vad som uppmätts. Ett par
faktorer som kan inverka på metallhalterna i denna del av sjön bör nämnas. Den låga
glödförlusthalten i ytsedimentet (0-3 cm) pekar mot att det till följd av någon mänsklig
verksamhet (t.ex. skogsdikning, markberedning mm.) skett en ökad tillförsel av minerogent
53
material på senare tid. Att detta material är tyngre än organiskt material ger upphov till en
skenbar spädning av metallhalterna. En annan omständighet som kan orsaka lägre halter än
vad som är fallet är störda sedimentationsförhållanden på grund av litet vattendjup. Att det är
grundare i den östra delen av sjön kan därför också medföra skenbart lägre metallhalter.
Metallbelastningen på den östra delen av sjön kan alltså vara högre än de ser ut, vilket innebär
att skillnaden mellan den östra och den västra delen av Bjurlidträsket blir mindre.
Vattenprovtagningarna i inloppen pekar dock mot att metallbelastningen på den västra delen
av sjön är mycket större än på den östra delen.
Inströmning av metallförorenat vatten från Gillervattnet till Bjurlidträsket är också en faktor
som inneburit en tillfällig belastningsökning av metaller på sjön. Första gången det inträffade
var under slutet av 1950-talet/början av 1960-talet och den andra gången var i mars 1985.
Inströmningen har vid dessa tillfällen orsakats av isproppar i Brubäcken där kanalen från
Gillervattnet rinner in. Vid det senare tillfället strömmade uppskattningsvis 2000 m3
metallförorenat vatten in i Bjurlidträsket (F. Brännström muntl. och anteckn. 1985, Norra
Västerbotten 1985), vilket motsvarar ca 0,1 % av volymen i den västra delen av sjön.
En betydelsefull faktor som påverkat vattnet i Bjurlidträsket under lång tid är dagvattnet från
Bolidens samhälle. Dagvatten innehåller ofta förhöjda halter av bl.a. metaller, organiska
föroreningar och näringsämnen från t.ex. fordonstrafik, uppvärmning och industriutsläpp till
luft. För Bolidens del har förmodligen fordonstrafiken och gruvindustrin (luftutsläpp och
damning) haft störst betydelse. Eventuellt inläckage av metaller till dagvattennätet från
fyllnadsmaterial (eventuellt sulfidhaltiga massor från anrikningsverksamheten) i gator och
ledningsgravar kan också utgöra ett bidrag (VBB 1984).
I samband med en allmän upprustning av gatunätet under 1960-talet anlades ett väl utbyggt
dagvattennät, vilket under senare hälften av 1980-talet restaurerades. Från 1960-talet fram till
och med 1980-talet växte dessutom nya villaområden (ca 200 villor) i södra och sydvästra
delen av samhället upp, vilket innebar att den bebyggda arealen som avvattnas via
dagvattennätet till Nymyrbäcken mer än fördubblades. Förutom den metallbelastning som
dagvattnet i sig innebär har denna utveckling av samhället inneburit verksamheter som
medfört att transporten av främst minerogent material till recipienterna Nymyrbäcken och
Bjurlidträsket ökat periodvis. Förekomst av sulfidhaltiga fyllnadsmassor i gator och
ledningsgravar i området samt ett förråd av luftdeponerade metaller i marken har sannolikt
också medfört en ökning av metalltransporten till recipienten Nymyrbäcken.
En samlad bedömning av hur de ovan beskrivna faktorerna bidragit till de kraftiga
haltförhöjningarna i Bjurlidträsket under 1950-1980-talen är att det största bidraget kommer
från de verksamheter som är knutna till samhällets utveckling. Tillfällena då förorenat vatten
från Gillervattnet strömmat in i den västra delen av Bjurlidträsket utgör sannolikt också ett
bidrag till haltförhöjningarna. Skogsbrukets inverkan är antagligen av mindre betydelse.
I dagsläget bedöms metallbelastningen på den västra delen av Bjurlidträsket till störst del bero
på tillförsel av dagvatten från Bolidens samhälle. Förhöjda halter av främst koppar och zink i
dagvattnet (som avleds till Nymyrbäcken) samt i Nymyrbäckens inlopp i Bjurlidträsket
(inlopp 2), och de relativt höga halterna av t.ex. kvicksilver, koppar och zink i ytsedimentet i
den västra delen av sjön (punkt 2 och 3) pekar mot att så är fallet. I den östra delen av sjön är
däremot påverkan från tillrinningsområdet mindre, vilket man kan se i de låga halterna i
inflödena (inlopp 1 och 3) samt de tydligt lägre metallhalter som förekommer i ytsedimentet i
denna del av sjön. Som tidigare nämnts, vittnar de lägre glödförlusthalterna i ytsedimentet om
54
att någon mänsklig verksamhet som ökat intransporten av minerogent material förekommit i
tillrinningsområdet på senare år.
Abborrar i Bolidenområdets sjöar
Hur påverkar då metallbelastningen på sjöarna den fisk som lever där. De statistiska
beräkningarna har visat att det finns vissa skillnader mellan de lokala referenssjöarna och de
övriga sjöarna i undersökningen, högre kadmiumhalter och lägre kvicksilverhalter i de senare.
Av kadmium ligger halterna i fiskkött sannolikt betydligt lägre än de halter som mätts upp i
lever, eftersom kadmium har en stark förmåga att lagras upp i bl.a. lever och njurar (Palm
m.fl. 2004). De högre halterna av kvicksilver i abborrarna från referenssjöarna, och främst då
Stortjärnen (tre abborrar över Europeiska kommissionens gränsvärde), beror sannolikt på
tillrinningsområdets stora myrandel och de möjligheter till bildning av metylkvicksilver som
den medför. Intressant, och kanske något förvånande, är att inte fler metaller än zink
förekommer med signifikant högre halter i abborrarna från bolidensjöarna jämfört med de
från den regionala referenssjön Ytterträsket. Kadmiumhalterna är till och med signifikant
högre i Ytterträsket.
Att de statistiska skillnaderna mellan sjöarna inte är större kan bero på flera faktorer, t.ex.
fiskarnas ålder. Eftersom vissa metaller, t.ex. kvicksilver, lagras upp i fisk så kan variationer i
ålder mellan sjöarna göra att skillnader kamoufleras, även om detta tagits i beaktande vid de
statistiska beräkningarna. Andra faktorer som kan bidra till skillnader hos metallhalter i fisk är
kön och acklimatisering. Dessutom inverkar vattnets och sedimentets karaktär, t.ex. pH,
jonstyrka, humus- och partikelinnehåll respektive redoxpotential och komplexbindande
ämnen, på metallernas biotillgänglighet. Sammantaget gör detta att det inte finns några
entydiga samband mellan t.ex. uppmätta metallhalter i ett vatten och den ackumulering av
metaller och de eventuella effekter hos vattenlevande organismer som denna leder till.
Några iakttagelser angående abborrarna och metallanalyserna bör nämnas. Abborrarna från
Långträsket var yngst och bland de största, vilket ger den absolut högsta årliga tillväxten,
vilket tyder på gynnsamma levnadsförhållanden i sjön. Tillgången på stor abborre var också
påfallande vid det nätfiske som utfördes vid insamlandet av fiskar för analys. Den
förhållandevis låga åldern hos abborrarna kan bidra till den jämförelsevis låga halten, av t.ex.
kadmium, i lever.
Av samtliga fiskar i undersökningen låg endast fyra över rapporteringsgränserna för arsenik.
De två fiskarna med de påtagligt högsta halterna av arsenik (ca 5 gånger högre än den därefter
högsta halten) kom från Bastuträsket. Utan att dra för stora slutsatser av detta, så kan det
finnas områden i Bastuträsket med så kraftigt arsenikbelastning att det sker ett ökat upptag i
fisk och andra organismer. De mycket höga halterna av arsenik i Bastuträskets ytsediment och
det faktum att det sannolikt förekommer perioder när arsenik avgår från sedimentet kan också
innebära att främst bottendjur utsätts för kraftig exponering av arsenik, vilket i sin tur
påverkar de fiskar som lever av dessa.
De högsta halterna av koppar förekommer i abborrarna från Bjurlidträsket och Stavträsket,
vilket antyder att det kan finnas ett samband med de förhöjda halterna av koppar i ytsediment
och vatten i dessa sjöar. Koppar, tillsammans med zink, är livsnödvändiga och högre stående
djur kan reglera halterna av dessa metaller tämligen väl, vilket medför att de sällan lagras i
vävnader även om exponeringen ökar. Att det bland abborrarna från Bjurlidträsket även finns
individer med jämförelsevis höga halter av t.ex. bly, kadmium, kvicksilver och zink kan bero
55
på att dessa levt i den västra delen av sjön och därmed exponerats av de förhöjda
metallhalterna i vatten och sediment. Kvicksilverhalterna i dessa abborrar ligger dock under
Europeiska kommissionens gränsvärde för kött av bl.a. abborre.
Kvicksilveranalyserna visar att halterna i fiskkött ligger under Europeiska kommissionens
gränsvärde för bl.a. abborre (0,5 mg Hg/kg våtvikt) i nästan samtliga fiskar i denna
undersökning. Något man dock måste beakta när det gäller de analyserade abborrarna är att de
är av mindre storlek än vad som oftast räknas som matfisk. Det faktum att vissa metaller, t.ex.
kvicksilver, anrikas i olika vävnader hos fisk gör att halterna är högre i äldre och därmed
större fiskar. Detta innebär att även om kvicksilverhalterna i muskel är låga i abborrarna i
denna undersökning, så kan halterna vara betydligt högre i större fisk som tas tillvara för
konsumtion. Kvicksilveranalyser av större abborrar (0,3-0,4 kg) från Långträsket (2004) visar
att det förhåller sig på detta sätt. Medelhalten var 0,75 mg Hg/kg våtvikt i dessa fiskar, vilket
är mer än dubbelt så mycket som i de abborrar från Långträsket som analyserats i denna
undersökning. Den uppmätta halten i de större abborrarna ligger också över Europeiska
kommissionens gränsvärde för kvicksilver i fiskkött av bl.a. abborre (Europeiska
gemenskapernas kommission 2001). I sammanhanget kan även nämnas att medelhalter av
kvicksilver i muskel hos 1-kilosgäddor från Bastuträsket och Bjurlidträsket (2001) låg på 0,77
mg Hg/kg våtvikt respektive 1,05 mg Hg/kg vv, vilket för Bjurlidträskets gäddor är just över
Europeiska kommissionens gränsvärde för kvicksilver i fiskkött av bl.a. gädda, 1 mg Hg/kg
våtvikt (Europeiska gemenskapernas kommission 2001). Äldre (1983-1985) analyser av
kvicksilver i gäddor från Bjurvattnet, Långträsket och Stavträsket visar på medelhalter på 0,40
mg Hg/kg vv, 1,03 mg Hg/kg vv respektive 0,79 mg Hg/kg vv.
Bör man då äta fisk från sjöarna i Bolidenområdet? Några tydliga råd är svårt att ge, bland
annat på grund av att det saknas gränsvärden för ett flertal metaller. Av det som nämnts ovan
kan det vara klokt att avstå från att äta mycket stora fiskar med tanke på att de kan innehålla
höga halter av vissa metaller. Det faktum att moränen och även vattenmiljön i kommunen
lokalt innehåller förhöjda halter av bl.a. arsenik gör att det finns goda skäl att följa
Livsmedelsverkets särskilda kostråd om fiskkonsumtion (Livsmedelsverket 2006). Där anger
man att insjöfiskar som abborre, gädda och lake inte bör ätas alls av kvinnor som planerar att
skaffa barn snart, ammar eller är gravida. Övriga konsumenter rekommenderas att inte äta
dessa fiskar mer än en gång per vecka (lever från lake ska man helt avstå från att äta), vilket
dock för de allra flesta inte innebär någon inskränkning av konsumtionen av insjöfisk.
56
4 RECIPIENTERNA
– BRUBÄCKEN, BRUTRÄSKET OCH SKELLEFTEÄLVEN
4.1 Metod
4.1.1 Vatten
Vattenprovtagningarna genomfördes för att studera hur vattnet från Boliden Minerals anrikningsverksamhet i Boliden påverkar recipienterna Brubäcken/Bruträsket och Skellefteälven.
Provtagningar har gjorts i recipienten Brubäcken vid Brutorp samt i Finnforsån som valdes till
referensvattendrag (figur 4.1). Provtagningsplatsen i Finnforsån är belägen vid Bergliden och
avrinningsområdet uppströms denna lokal bedöms till stor del likna Brubäckens med
avseende på läge, storlek, avrinning, markslag och berggrund.
Figur 4.1. Provtagningsplatser i Brubäcken och referensvattendraget Finnforsån samt
Bruträsket och Granforsmagasinet, Skellefteälven, samt översiktlig redovisning
av de undersökningar som gjorts vid dessa lokaler under 2004-2005.
Vattenprover togs i bäckarna både vid högflöde (2004-05-05, 2004-05-15, 2005-04-21 och
2005-05-14) och lågflöde (2004-06-15). Flödet var betydligt högre under våren 2004 jämfört
med våren 2005. I samband med de burförsök som gjorts i Brubäcken, Finnforsån samt i
Skellefteälven vid Forsbacka har även ett antal vattenprover tagits. Vattenproverna från
samtliga dessa provtagningstillfällen togs på 0,1 m djup.
57
Vid de utökade undersökningarna under 2005 togs i april prov på ytvatten (0,5 m under is)
och bottenvatten (0,5 m över botten) i Bruträsket samt vid Brubäckens utlopp i Granforsmagasinet (figur 4.1). Avsikten med dessa provtagningar var att få en bild av metallernas
fördelning i djupled och därmed information om eventuell tillförsel av metaller från
sedimentet under senvintern.
I Bruträsket har prover tagits i utloppet vid två tillfällen, 22 september, 2004 och 30 maj,
2005. Resultaten från nämnda provtagningar har redovisats tillsammans med övriga sjöar i
tabell 3.3, kapitel 3.2.1.
Vattenproverna analyserades med avseende på alkalinitet, pH, konduktivitet, TOC, färg,
turbiditet, kväve- och fosforfraktioner, baskatjoner, sulfat samt metaller (totalhalter). De ytoch bottenvattenprover som togs i Bruträsket och Granforsmagasinet i april 2005 analyserades
även på cyanid (total och lättillgänglig) och syre (halt och mättnadsgrad). Syremätningarna
gjordes i fält med en syremätare typ WTW Oxi 323.
Test av akut toxicitet med den ljusproducerande marina bakterien Vibrio fischeri, s.k. Microtoxtest, utfördes på vatten från Brubäcken och Finnforsån från den 5 maj respektive 15 juni 2004.
Testen gjordes på en spädningsserie med koncentrationerna 5,1 %, 10,2 %, 20,5 %, 40,9 %,
65,5 % samt 81,8 % provvatten. Eftersom bakterier tillsätts och provet salthalt justeras kan
inte 100 % prov testas. Ljusproduktionen mättes i en spektrofotometer efter 5, 15 och 30
minuter. Vattenproverna sedimenterades för att undvika störning vid ljusmätningen. Provet
från Finnforsån den 5 maj pH-justerades från pH 5,7 till pH 6,1 eftersom bakteriernas
optimum för ljusproduktion ligger mellan pH 6-8. Försöken utfördes enligt AZUR environmental manual för microtox, 1998.
Toxicitetstest på kräftdjur, Daphnia magna, utfördes i en spädserie med provkoncentrationerna
6,25 %, 12,50 %, 25 %, 50 % och 100 %. Varje spädning testas med fyra repetitioner med
fem organismer per repetition. Antalet döda och orörliga djur räknades efter 24 respektive 48
timmar. För övrig metodik hänvisas till metodbeskrivning av Daphtoxkit F magna som
anknyter till OECD 201 och ISO/DIS 6341.
Resultaten redovisas som EC50- respektive EC20-värden (Effective Concentration), vilket
anger den provkoncentration som ger en specificerad effekt hos 50 % respektive 20 % av
testorganismerna. Ju lägre EC50- respektive EC20-värde, desto mer toxiskt är provet.
Provvatten testat med Microtox med EC50 över 45 volym-% anges vara lågtoxiskt för
bakterien Vibrio fischeri (Öman m.fl. 2000).
Vattenanalyserna utfördes av Alcontrol AB:s laboratorier i Umeå (fysikaliskt-kemiska
parametrar och näringsämnen), Linköping (totalcyanid 2004), Malmö (toxicitet på Vibrio
fischeri) och Rotterham, England (toxicitet på Daphnia magna), samt Analytica AB:s
laboratorium i Luleå (totalhalter av metaller) och Stockholm (total- och lättillgänglig cyanid
2005). Vid provtagningarna har för ändamålet avsedda provtagningskärl använts, vilka
tillhandahållits av respektive laboratorium.
58
4.1.2 Sediment
I samband med sedimentprovtagningarna i flera bolidensjöar under 2004 togs även sedimentprov i Bruträsket. Ytsediment (0-5 cm) och sediment från bakgrundsnivå (ca 30 cm) analyserades
med avseende på metaller. För att få en heltäckande bild av den historiska metallbelastningen
på recipienten Brubäcken togs i Bruträsket ännu en sedimentpropp i juli 2005. Denna
analyserades i hela sin längd (34 cm). De översta 10 centimetrarna delades upp i en centimeter
tjocka prov, medan det djupare sedimentet delades upp i prov om två centimeter. Resultaten
från analyserna av denna sedimentpropp har redovisats tillsammans med resultaten från de
andra sjöarna i figur 3.6, kapitel 3.2.2.
I Skellefteälven togs under 2004 sedimentprov på fyra lokaler för att om möjligt kunna
urskilja eventuell påverkan från recipienten Brubäcken. I Granforsmagasinet togs en
sedimentpropp i april 2004 i den djuphåla som finns utanför Brubäckens mynning (figur 4.2).
Av denna analyserades fem prover (0-0,5 cm, 0,5-1 cm, 1-1,5 cm, 4-5 cm och 21-24 cm
sedimentdjup). Ytsedimentprover (0-0,5 cm och 0,5-1 cm sedimentdjup) togs i Båtfors-,
Krångfors- och Kvisforsmagasinen i juli 2004 (figur 4.2). Sedimentproverna togs på de
djupaste platserna i magasinen, där sedimentationsförhållandena antogs vara de bästa. På
grund av att mindre lämpliga provkärl tillhandahölls kunde inte torrsubstanshalt bestämmas
för något av proven.
I början av april 2005 togs ytsedimentprover (0-1 cm, samlingsprov från tre proppar) i
Bruträsket (figur 4.1) och utanför Brubäckens mynning i Granforsmagasinet. Syftet med detta
vara att framförallt undersöka eventuell upplagring av cyanid i sedimentet under den tid på
året då nedbrytningen av cyanid går långsamt och isen hindrar avgång från vattenmassan.
Figur 4.2. Provtagningsplatser i Skellefteälven samt översiktlig redovisning av
de undersökningar som gjorts vid dessa lokaler under 2004-2005.
59
Samtliga sedimentproppar togs med en rörprovtagare av typ HTH (70 mm rördiameter) i
djupa områden (mellan 6-19 m) där ackumulation antogs vara möjlig. När proverna togs ut
undveks det yttersta lagret (ca 5 mm) av proppen för att i möjligaste mån undvika påverkan
från nedsmetat material, något som uppkommer på grund av friktionen mellan sedimentet och
provtagarrörets insida.
De uttagna sedimentproverna analyserades med avseende på metaller, svavel, torrsubstans
och glödförlust, Granforsmagasinets sediment även på totalkväve och totalfosfor. Analyserna
utfördes av Alcontrol AB i Linköping. Analyserna av cyanid (total och lättillgänglig) i
ytsedimentet från Bruträsket och Granforsmagasinet i april 2005 utfördes av Analytica i
Stockholm AB.
Liksom för sedimentundersökningarna i Bjurlidträsket och Stavträsket gjordes korrelationer
mellan metallhalterna och glödförlusthalten för att se om det finns något samband som kan
påverka metallernas fördelning i sedimentet. Även andra samband, t.ex. mellan metaller och
svavel, har undersökts. Korrelationerna har utförts med analysverktyget ”Korrelation” i
tilläggsprogrammet Analysis ToolPak i Excel.
4.1.3 Abborrar
Syftet med denna undersökning var att se om det går att urskilja någon förändring av metallhalterna i abborrar, Perca fluviatilis, längs en sträcka av Skellefteälven till följd av tillförseln
av vatten från Boliden Minerals anrikningsverksamhet i Boliden. Undersökningarna ingår
som en del i den samordnade recipientkontrollen i Skellefteälven och har till viss del
finansierats av denna.
Provtagningslokalerna där abborrarna fiskades upp var Rengårdsmagasinet, Granforsmagasinet, Krångforsmagasinet samt Ursviksfjärden (figur 4.2). Fisket genomfördes under
juli 2004 i de två förstnämnda kraftverksmagasinen, i början av oktober i Krångforsmagasinet
och i juli och augusti i Ursviksfjärden. Abborrarna togs upp på mete eller spinnfiske, i
Ursviksfjärden med mjärde.
Metod för preparering av abborrarna är densamma som i sjöundersökningen (Nordiska
ministerrådet 1995). På varje lokal fångades 15-20 abborrar inom längdintervallet 15-20 cm.
Av dessa skickades 10 stycken från varje lokal (6 st från Rengårdsmagasinet) till Analytica
AB i Luleå för analys av kvicksilver i ryggmuskel och metaller (arsenik, bly, kadmium,
kobolt, koppar, krom, kvicksilver, mangan, nickel och zink) i lever. Att
rapporteringsgränserna för metaller i lever varierar orsakas, liksom i sjöundersökningen, av att
levern hos fiskar i denna storlek är mycket liten, vilket ger små och varierande provmängder.
Halter under rapporteringsgränserna har även här satts till halva värdet av dessa för att
möjliggöra matematiska och statistiska beräkningar.
Statistiska beräkningar för att avgöra om det finns någon skillnad i halter och ålder mellan
abborrarna från de olika älvlokalerna har gjorts genom variansanalyser (ANOVA). För att
undanröja eventuella skillnader i halter till följd av variationer i ålder mellan sjöarna, sattes
ålder som covariat vid de statistiska beräkningarna. Vid analyserna valdes signifikansnivån, α
= 0,05. För arsenik, bly, krom och nickel har mätbara halter endast mätts upp i ett fåtal
individer. Därför har det inte varit meningsfullt att göra några statistiska analyser för dessa
metaller.
60
4.1.4 Snäckor
Undersökningen av metaller i snäckor har samma syfte som abborrundersökningen, men ger
en annan bild av förhållandena, eftersom snäckorna genom sitt födointag av alger på stenar,
stubbar och andra fasta bottensubstrat utsätts för en direkt exponering av sedimenterat
material.
Insamlandet av snäckor i Skellefteälven utfördes i september 2004. Målsättningen var att hitta
snäckor i Båtfors-, Granfors-, Krångfors- och Kvistforsmagasinen. Tillgången på snäckor i
älven var dålig, men vid två lokaler hittades snäckor. Den ena lokalen ligger ca 350 meter
nedströms Båtfors kraftstation på västra sidan av utloppet i Kvarnbäcksaggan och den andra
vid holmen som ligger i Brubäckens mynningsområde i Granforsmagasinet (figur 4.2). Cirka
150 snäckor/lokal samlades in. I Krångfors- och Kvistforsmagasinen hittades endast ett fåtal
snäckor, sannolikt till följd av stora variationer i vattennivån på grund av
vattenkraftsregleringen respektive olämpliga bottenförhållanden. Till följd av det alltför låga
individantalet gjordes inga analyser på snäckor från dessa lokaler.
BIN-normen BR 21 (Naturvårdsverket 1986) anger att metoden gäller Lymnaea palustris,
men att den även är tillämpbar på L. stagnalis och L. peregra. Systematiken och därmed
namngivningen för Lymnaeidae-familjen (frånsett L. stagnalis) har dock förändrats på senare
år. De arter ur familjen som sannolikt kan tänkas förekomma i området är Lymnaea stagnalis,
Stagnicola palustris och Radix balthica. I normen föreskrivs ett minimiantal på 50 snäckor
per lokal/samlingsprov, men att mellan 100-200 snäckor är önskvärt.
Vid Rönnskärsverkens snäckundersökningar i kustbandet (t.ex. Sundell 2000) analyseras
viktklassen 0,05-0,14 g, varför målsättningen vid denna undersökning var att använda samma
viktintervall. Dock har viktintervallet utökats något för Granforsmagasinet (0,04-0,15 g) på
grund av dålig tillgång på snäckor av rätt storlek. Detta bedöms dock inte påverka jämförelser
med Boliden Minerals undersökningar nämnvärt. Till analys skickades samlingsprov från
lokalen nedströms Båtfors kraftstation och området utanför Brubäckens mynning i
Granforsmagasinet bestående av 72 respektive 63 snäckor.
Vid prepareringen av proverna följdes BIN BR 21. För frystorkning och analys av metaller
(arsenik, bly, kadmium, kobolt, koppar, krom, kvicksilver, mangan, nickel och zink) anlitades
Analytica AB i Luleå.
4.1.5 Burförsök
Under 2005 har burförsök med öringungar, Salmo trutta, och flodkräfta, Astacus astacus,
utförts i Brubäcken. Syftet har varit att genom fortlöpande kontroller följa överlevnaden hos
öringungarna/kräftorna för att på så vis få en bild av vattenkvalitén och dess inverkan på
levande organismer. Vid försöken har även burar satts ut vid kontrollokaler i mindre
påverkade vattendrag för att kunna bedöma inverkan av stressfaktorer kopplade till burförsöken.
Första burförsöket genomfördes under perioden 2005-05-03 till 2005-05-11, då ettåriga
öringungar sattes ut i Brubäcken vid Brutorp, i Boliden Mineral AB:s klarningsmagasin Nya
sjön samt i Finnforsån vid Andersberg (kontroll) (figur 4.1). Tio stycken öringungar per lokal
sattes ut i fisksumpar (längd 50 cm, diameter 45 cm) och överlevnaden kontrollerades
61
varannan dag. Temperatur, pH, NH4-kväve, totalkväve, aluminium (totalhalt), syrehalt och
syremättnad i vattnet analyserades vid två tillfällen under perioden.
Andra burförsöket genomfördes under perioden 2005-08-26 till 2005-09-07 då flodkräftor
sattes ut i Brubäcken vid Brutorp och i Skellefteälven vid Forsbacka (kontroll) (figur 4.1). Tio
kräftor per lokal sattes ut i kräftsumpar (diameter 75 cm, höjd 26 cm) och överlevnaden
kontrollerades ungefär varannan dag. Temperatur, pH, NH4-kväve, totalkväve och aluminium
(totalhalt) analyserades vid två tillfällen under perioden.
62
4.2 Resultat
Resultaten från undersökningarna redovisas i stor utsträckning i diagram eller tabeller. För att
underlätta tolkningar av vatten- och sedimentundersökningarna har de klassindelningar som
redovisas i Naturvårdsverkets ”Bedömningsgrunder för miljökvalitet – sjöar och vattendrag”
(Naturvårdsverket 1999) använts i tabeller och den löpande texten där det varit lämpligt.
Noteras skall att de utförda undersökningarna inte alltid uppfyller de krav på t.ex.
provtagningsfrekvens eller antal prov som bedömningsgrunderna föreskriver.
Fullständiga data från de redovisade undersökningarna redovisas i bilagorna 6-8.
4.2.1 Vatten
Analysresultaten från vattenprovtagningarna i recipienten Brubäcken, referensvattendraget
Finnforsån, Bruträsket och Granforsmagasinet (Skellefteälven) redovisas nedan, medan
resultaten från vattenprovtagningarna som gjorts i samband med burförsöken redovisas i
kapitel 4.2.5. Resultaten från analyserna på utloppsvattnet från Bruträsket har redovisats
tidigare i tabell 3.3, kapitel 3.2.1,
Tillståndet i Brubäcken jämfört med referensvattendraget Finnforsån, 2004 och 2005
Vid en jämförelse av Brubäckens och Finnforsåns analysresultat ser man att vattenkemin
skiljer sig mycket i de allra flesta fall (figur 4.3). När det gäller vattendragens status med
avseende på surhet och buffertkapacitet, d.v.s. förmåga att motstå surstötar, så var den något
bättre (klass 2) i Brubäcken än i Finnforsån (klass 3) vid provtagningstillfällena. I juni 2004
hade Finnforsån sitt lägsta pH-värde, pH 5,7, samtidigt som Brubäcken uppvisade sitt högsta
värde, pH 7.
Vidare innehöll Brubäckens vatten något mindre mängd syreförbrukande ämnen (TOC)
jämfört med Finnforsåns, klass 3 respektive 4, vilket även återspeglas på färgtalet (figur 4.3).
Grumligheten (turbiditeten) var betydande (klass 4) i båda vattendragen. Alkaliniteten och
TOC-halten varierade mycket i Brubäcken, medan turbiditeten uppvisade stor variation i
Finnforsån.
Skillnaderna i näringstillstånd mellan vattendragen var stora vid provtagningstillfällena
(figur 4.3). Brubäcken innehöll mycket höga respektive extremt höga halter (klass 4 resp. 5)
av totalkväve och totalfosfor. Av kvävet förekom i medeltal ca 70 % som ammoniumkväve
(NH4-N), och variationen var mycket stor. Fosfatfosforandelen var mycket liten, ca 4 %. I
Finnforsån var halterna av kväve och fosfor betydligt lägre, måttligt höga (klass 2) respektive
höga (klass 3), och variationen liten. Andelen ammoniumkväve var liten, medan ca 20 % av
fosforn utgjordes av fosfatfosfor (PO4-P).
Konduktiviteten i Finnforsån var normal för norrländska vatten (figur 4.3). I Brubäcken var
däremot konduktiviteten nästan 20 gånger högre. Brubäckens höga halter av främst
baskatjoner (Ca, K, Mg och Na) och sulfat (SO42-) är det som sannolikt ger upphov till den
höga jonstyrkan i vattnet. Halterna av baskatjoner och sulfat var ca 20 respektive 60 gånger
högre i Brubäcken än i Finnforsån. Baskatjoninnehållet dominerades av kalcium, i Brubäcken
till ca 80 % och i Finnforsån till ungefär hälften.
63
80
0,2
0,1
5,5
60
10000
4000
8000
10
40
250
5
200
4
150
3
100
2
50
1
5
0
0
Konduktivitet
Alkalinitet
pH
6
15
20
0,0
5,0
300
(ftu)
(mekv/l)
pH
6,0
(mS/m)
0,3
(mg Pt/l)
7,0
6,5
20
100
0,4
Brubäcken
Finnforsån
(mg/l)
7,5
400
150
3000
Turbiditet
Färg
500
200
6300
0
0
TOC (mg/l)
300
2000
mg/l
µg/l
µg/l
µg/l
6000
100
200
4000
1000
2000
50
0
0
Total-N
100
0
0
NH4-N
NO2+NO3-N
Total-P
PO4-P
Ca+K+Mg+Na
SO4
Figur 4.3. Alkalinitet, pH, konduktivitet, TOC, färg, turbiditet, kväve- och fosforfraktioner,
baskatjoner och sulfat i Brubäckens och Finnforsåns vatten, 2004-2005.
Av de metaller som är i fokus i denna undersökning var medelhalterna övervägande högre i
Brubäcken jämfört med Finnforsån (figur 4.4). Avviker från detta gör kvicksilver och nickel
vars halter var tämligen lika i båda vattendragen. Arsenik bly, kadmium och koppar förekom i
halter som var mellan två till fem gånger högre i Brubäcken. Av zink och krom var
skillnaderna mellan vattendragen mycket stora, halterna var ca 17 respektive 30 gånger högre
i Brubäcken än i Finnforsån. Antimon, som ofta förekommer i sulfider och arsenider men som
sällan uppmärksammas inom miljöövervakningen, visar på ca 100 gånger högre medelhalt i
Brubäcken jämfört med Finnforsån. Av mangan låg halterna ungefär tre gånger högre i
Brubäcken, medan järn- och aluminiumhalterna var högre i Finnforsån.
En bedömning av tillståndet i vattendragen enligt de svenska bedömningsgrunderna visar att
medelhalterna av bly och nickel i Brubäcken var låga (klass 2), medan halterna av arsenik,
kadmium och koppar var måttligt höga (klass 3) och av zink och krom höga (klass 4). I Finnforsån var medelhalterna av dessa metaller mycket låga till låga (klass 1-2). Någon svensk
klassificering för antimon finns inte, men medelhalten i Brubäcken var ca 200 gånger högre
än medianhalten i svenska sjöar (0,035µg Sb/l, Sternbeck och Östlund 1999), medan
medelhalten i Finnforsån var knappt dubbelt så hög som denna.
64
0,008
Brubäcken
Finnforsån
2,5
2,0
0,006
48
20
15
µg/l
µg/l
µg/l
1,5
0,004
10
1,0
0,002
5
0,5
0
0,0
0,000
Hg
Pb
Cd
Ni
Cr
As
100
Cu
1,6
80
1,2
µg/l
mg/l
60
0,8
40
Figur 4.4. Metaller i Brubäckens
och Finnforsåns vatten,
2004-2005.
0,4
20
0,0
0
Zn
Fe
Mn
Al
Om man ser till hur halterna av olika ämnen varierat mellan provtagningarna så kan en
företeelse urskiljas i båda vattendragen. Halterna var för de flesta metaller höga vid första
provtagningen i maj 2004 när vårflödet var förhållandevis lågt men i ett stigande skede och i
april 2005 när flödet sannolikt var på sin topp.
Vid de tillfällen när cyanid (total och lättillgänglig) analyserats var halterna under rapporteringsgränsen, 0,01 mg/l, i båda vattendragen (bilaga 6).
De test av akut toxicitet, s.k. Microtox-test, som gjorts vid två tillfällen under 2004, visade på
EC50- respektive EC20-värden > 81,8 % (den högsta koncentrationen av provvattnet) för både
Brubäcken eller Finnforsån, vilket anger att vattnet hade låg toxicitet vid provtagningstillfällena (bilaga 6).
Toxicitetstesten med kräftdjur (Daphnia magna) som gjordes på vatten från den 21 april 2005
visade att EC50-värdet var > 100 % i båda vattendragen (bilaga 6), d.v.s. att mindre än 50 %
av testorganismerna var orörliga eller döda vid test i outspätt provvatten. Detta indikerar att
den akuta toxiciteten var låg i Brubäcken och Finnforsån vid provtagningstillfället. En viss
effekt kunde dock observeras på kräftdjuren i Brubäckens vatten efter 48 timmar i outspätt
prov. Ingen effekt observerades däremot vid 50 procentig koncentration under samma tid. I
Finnforsån observerades inga effekter, varken efter 24 eller 48 timmar.
65
Yt- och bottenvatten i Bruträsket och Granforsmagasinet, Skellefteälven, april 2005
Vattenproverna togs i den djupaste delen av det trågformade Bruträsket och i den djuphåla
som ligger utanför Brubäckens mynning i Granforsmagasinet (figur 4.1). Alkaliniteten och
pH-värdena var höga (klass 1) på båda platserna vid provtagningstillfället (tabell 4.1). I övrigt
var det stora skillnader i vattenkvaliteten. Halterna av arsenik, bly, kadmium, koppar och zink
var måttligt höga till höga (klass 3-4) i Bruträsket, av krom, totalkväve och totalfosfor mycket
höga (klass 5). I Granforsmagasinet var halterna däremot mycket låga till låga (klass 1-2) med
undantag för bly (klass 3). I Bruträsket var syretillgången mycket dålig (klass 4-5) medan den
var god (klass 1-2) i magasinet. Mängden totalt organiskt kol (syretärande ämnen) var
tämligen låg (klass 1-2) vid båda lokalerna. Bruträskets vatten var betydligt mer färgat och
grumlat än älvvattnet.
Skillnaderna mellan yt- och bottenvattnet var i allmänhet marginella (tabell 4.1). Halterna av
koppar, krom och zink var något högre i Bruträskets ytvatten jämfört med bottenvattnet. För
järn var förhållandena de motsatta, tre gånger så höga halter i bottenvattnet som i ytvattnet. En
anledning till detta kan vara att bottenvattnet är utarmat på syre, vilket ger reducerande
förhållanden med mobilisering av järn från sedimentet som följd. Förekomst av cyanid kunde
inte mätas upp vid någon av lokalerna, varken i yt- eller bottenvattnet. Att vissa variabler
saknas i Bruträskets ytvatten respektive Granforsmagasinets bottenvatten beror på att
provflaskorna för dessa inte kom till laboratoriet i tid varför dessa kasserats.
66
Tabell 4.1. Vattenkemiskt tillstånd i yt- och bottenvatten i Bruträsket och Granforsmagasinet,
Skellefteälven (utanför Brubäckens utlopp), april 2005. Metallhalterna avser
totalhalter. Klassindelning enligt Naturvårdsverkets bedömningsgrunder
(Naturvårdsverket 1999) har markerats med den rekommenderade färgskalan.
Variabel
Datum
Nivå
pH
Alkalinitet
Färg
Turbiditet
TOC
Konduktivitet
Syre
Syremättnad
Enhet
Bruträsket
Granforsmagasinet
Yta
Botten
Yta
Botten
2005-04-04
1
2005-04-04
1
7,2
0,18
15
1,2
2,5
4,6
12,7 *
88 *
2005-04-04
5,5
mekv/l
mg/l Pt
FNU
mg/l
mS/m
mg/l
%
3,1 *
22 *
2005-04-04
5,5
7
0,46
75
15
7,8
140
0,3 *
3*
Sulfat, SO42Kalcium, Ca
Kalium, K
Magnesium, Mg
Natrium, Na
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
260
12
3,6
49
780
260
12
3,7
46
9,5
5
0,52
0,5
1,2
Kväve tot, N
NH4 -N
NO2- + NO3- -N
NO2- -N
Fosfor tot, P
PO42- -P
Cyanid, total
Cyanid, lättillg.
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
mg/l
mg/l
14000
13000
94
350
98
53
250
2
<0,01
<0,01
3
<2
<0,01
<0,01
Aluminium, Al
Barium, Ba
Järn, Fe
Kobolt Co
Kvicksilver, Hg
Mangan, Mn
Strontium Sr
Arsenik, As
Bly, Pb
Kadmium, Cd
Koppar, Cu
Krom, Cr
Nickel, Ni
Zink, Zn
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
98
25
1800
3,1
<0,005
190
280
24
1,5
0,32
11
99
10
32
<10
10
77
0,04
<0,005
7
20
0,4
1
0,01
1
0,9
0,2
10
<0,01
<0,01
120
24
600
3,2
170
280
26
1,7
0,29
17
120
11
39
* Proverna tagna i fält med en syremätare typ WTW Oxi 323.
67
13,7 *
92 *
5,8
0,58
0,51
1,4
<0,01
<0,01
<10
10
74
0,05
7
21
0,4
1,4
0,03
1,6
1,0
0,4
13
4.2.2 Sediment
Bruträskets sediment, 2005
I Bruträskets sediment har haltprofilen (från 2005) ett annat utseende än i de övriga sjöarna
(figur 3.6, kapitel 3.2.2). Metallhalterna tenderar att stiga något från 33 cm upp till ca 20 cm
för att därefter göra en mer eller mindre tvär uppgång till extremt höga halter (70-170 ggr
bakgrundshalterna) vid 13 cm. Halterna sjunker därefter tvärt för att för flertalet metaller
återigen uppvisa en eller två halttoppar vid ca 7 cm respektive ca 4 cm, hos bly den högsta
halten i hela profilen vid den senare nivån. Mot sedimentytan (0-3 cm) sjunker halterna i de
flesta fall, frånsett koppar och krom som uppvisar en stigande trend mot sedimentytan.
Halterna av t.ex. bly, kadmium, koppar, krom, zink samt metaller som silver och antimon är
betydligt högre i Bruträskets ytsediment jämfört med de övriga sjöarnas. Manganets
förekomst i Bruträskets sediment avviker från de övriga metallernas, med svagt men stabilt
minskade halter uppåt genom hela sedimentprofilen. Bruträskets haltkurva för svavel har
samma utseende som för metallerna över lag, medan kväve- och fosforhalterna stiger markant
mot sedimentytan från 10 cm respektive 15 cm.
Provtagningarna i juli 2004 visar på i stort sett identiska bakgrundshalter som i
sedimentprofilen från juli 2005 (bilaga 4). I ytsedimentet var halterna för de flesta metaller
något lägre, av koppar och krom betydligt lägre. Metallhalterna i ytsedimentprovet från april
2005 var däremot något högre än i ytsedimentet från juli 2005 (bilaga 4).
En tillståndsbedömning av metallhalterna i ytsedimentet utifrån Naturvårdsverkets bedömningsgrunder visar att arsenik, krom, koppar och zink förekommer i höga till mycket höga halter
(klass 4-5), medan halterna av bly, kadmium, kvicksilver och nickel är lägre (klass 2-3). I
förhållande till bakgrundshalterna visar de bedömda metallerna på tydliga till mycket stora
avvikelser (klass 3-5) från 16 cm och uppåt i sedimentet, undantaget nickel som endast
avviker något genom hela sedimentprofilen. Avvikelserna i ytsedimentet motsvarar haltförhöjningar på 10-40 gånger för arsenik, bly, kadmium, koppar, silver och zink, 65 gånger
för krom och ca 350 gånger för antimon.
Glödförlusten i Bruträskets sediment visar en stigande trend uppåt i sedimentet, från ca 15 %
av ts vid bakgrundsnivån upp till ca 45 % av ts vid sedimentytan. Ökningen sker dock ryckigt
med markanta glödförlusttoppar vid 25, 13 och 3 cm djup. Torrsubstanshalten i sedimentprofilen minskar från 25 % i de djupaste proverna till 1-4 % i ytsedimentet, med tydliga
haltsänkor på samma djup som glödförlusttopparna uppträder.
Korrelationerna mellan glödförlusthalten och metallerna visar på ett positivt samband för
flertalet metaller (r = 0,50-0,65), för kvicksilver dock betydligt lägre, r = 0,12. Starkaste
sambandet uppvisade kobolt och nickel med glödförlusthalten (r = 0,68 respektive 0,77).
Betydligt starkare samband finns dock mellan svavel å ena sidan och arsenik, kadmium,
koppar, krom, nickel respektive zink å andra sidan, r = 0,80-0,95. Mellan järn och svavel är
sambandet starkast, r = 0,99. Sambandet mellan järn och arsenik är också starkt positivt, r =
0,95. Att det starkaste sambandet finns mellan svavel (respektive järn) och ett flertal
tungmetaller gör att det inte är befogat med normalisering av metallhalterna gentemot glödförlusthalterna för att undersöka det organiska materialets inverkan på metallhalterna.
68
Skellefteälvens sediment, 2004
Ytsedimentet (0-1 cm) från kraftverksmagasinen i Båtfors, Krångfors och Kvistforsen var
mörkbrunt med en förhållandevis grov struktur. Därunder bestod sedimentet övervägande av
grått-gråsvart grovkornigt minerogent material med inslag av större växtdelar (lövrester,
trästickor mm.). Det grova materialet tyder på att vattenhastigheten är för hög för att det
lättaste materialet ska kunna sedimentera. I Granforsmagasinet togs sedimentprovet i den
djuphåla som finns i Brubäckens mynningsområde. Sedimentet var betydligt finkornigare än
vid de övriga älvlokalerna. Det översta sedimentet (0-3 cm) var brunt till färgen med ett 0,5
cm grått skikt ca 0,5 cm under den något lutande sedimentytan. Därunder var sedimentet
svart.
I Granforsmagasinets ytsediment är halterna av arsenik, bly, koppar, krom och kvicksilver
betydligt högre jämfört med i de övriga magasinen (figur 4.5). För de resterande metallerna
kan inget tydligt mönster urskiljas mellan magasinen. Haltskillnaderna mellan de två
provnivåerna är oftast små med undantag för t.ex. arsenik och krom. Arsenikhalten var
betydligt lägre i det ytligare provet i tre av magasinen. I Granforsmagasinets djupare sediment
varierar haltkurvornas utseende mycket. Halterna av bly, koppar, kadmium och zink ökar
kraftigt nedåt i sedimentet, kadmium och zink redan i ytsedimentet. Arsenik, krom och
kvicksilver sjunker däremot markant, krom mycket tvärt. Kväve- och fosforhalterna i
Granforsmagasinets sediment stiger påtagligt i ytsedimentet.
En bedömning av tillståndet i ytsedimentet utifrån Naturvårdsverkets bedömningsgrunder
visar att arsenikhalterna är höga (klass 4-5) i Skellefteälvens sediment. Kromhalterna är också
förhöjda (klass 3-4) i samtliga magasin utom i Krångforsmagasinet där halterna är låga (klass
2). Koppar- och kvicksilverhalterna är förhöjda (klass 3-4) i Granforsmagasinet, medan halterna
är låga till mycket låga (klass 1-2) i de andra magasinen. Övriga metaller förekommer i låga till
mycket låga halter (klass 1-2) i samtliga magasin. Halterna av bly, koppar och zink är högst
på den djupaste nivån i Granforsmagasinets sediment.
Glödförlusthalterna var låga i proverna från kraftverksmagasinen, från ca 5 % i Krångforsmagasinet till ca 10 % i Båtfors- och Granforsmagasinen (figur 4.5).
Arsenik
0
0
20
40
Halt (mg/kg ts)
60
80
120
140
0
50
100
150
200
0
5
5
Provdjup (cm)
Provdjup (cm)
Halt (cm/kg ts)
Bly
100
10
15
10
15
20
20
25
25
Båtfors
Granfors
Krångfors
Kvistfors
Båtfors
Granfors
Krångfors
Kvistfors
Figur 4.5. Metaller (mg/kg ts) och glödförlusthalter (% av torrsubstans) i sediment från fyra
kraftverksmagasin i Skellefteälven, 2004, samt kväve och fosfor i Granforsmagasinet. Proverna från Granforsmagasinet togs utanför Brubäckens mynning.
69
Halt (mg/kg ts)
40000
Järn
0
Kadmium
0
0
5
5
20000
60000
80000
Provdjup (cm)
Provdjup (cm)
0
10
15
20
Kobolt
0
0
5
Granfors
Krångfors
10
15
Halt (mg/kg ts)
15
20
10
Kvistfors
25
30
Båtfors
35
Koppar
0
0
Granfors
Krångfors
Kvistfors
Halt (mg/kg ts)
50
100
150
200
5
Provdjup (cm)
5
Provdjup (cm)
1,5
25
Båtfors
10
15
10
15
20
20
25
25
Båtfors
Granfors
Krångfors
Halt (mg/kg ts)
300
400
Krom
Båtfors
Kvistfors
0
Kvicksilver
0
0
5
5
100
200
500
600
Provdjup (cm)
0
Provdjup (cm)
1
20
25
10
15
Krångfors
Halt (mg/kg ts)
0,2
Kvistfors
0,3
0,4
10
15
25
25
Båtfors
Mangan
0
0
0,1
Granfors
20
20
Granfors
Krångfors
Kvistfors
Båtfors
Halt (mg/kg ts)
10000
20000
30000
40000
Nickel
50000
0
60000
5
Granfors
Krångfors
Halt (mg/kg ts)
10
Kvistfors
15
0
5
Provdjup (cm)
5
Provdjup (cm)
Halt (mg/kg ts)
0,5
10
15
10
15
20
20
25
25
Båtfors
Granfors
Krångfors
Kvistfors
Båtfors
Figur 4.5. Fortsättning
70
Granfors
Krångfors
Kvistfors
20
Zink
0
5
5
100
400
500
Provdjup (cm)
Provdjup (cm)
Halt (mg/kg ts)
200
300
Glödförlust
0
0
0
10
15
Halt (% av ts)
5
10
15
10
15
20
20
25
25
Båtfors
Granfors
Krångfors
Kvistfors
Båtfors
Granfors
Krångfors
Kvistfors
Granforsmagasinet, kväve och fosfor
0
1
2
Halt (g/kg ts)
3
4
5
6
Provdjup (cm)
0
5
10
15
20
Figur 4.5. Fortsättning
25
Totalkväve
Totalfosfor
Ytsediment i Bruträsket och Granforsmagasinet, Skellefteälven, april 2005
Ytsedimentproverna (0-1 cm), som togs samtidigt som yt- och bottenvattenproverna, visar för
Bruträskets del på något högre metallhalter än motsvarande prov från juli 2005 (bilaga 4).
I Granforsmagasinet låg metallhalterna i ytsedimentet i allmänhet i närheten av dem som
mättes upp i juli 2004 (bilaga 7). I motsats till vattnet så kunde mätbara halter av cyanid
påvisas i sedimentet. Cyanidhalterna i Bruträskets ytsedimentet är mycket höga i jämförelse
med det generella riktvärdet för känslig markanvändning (KM) när det gäller förorenad mark
(tabell 4.2). Detta motsvarar ett måttligt allvarligt tillstånd d.v.s. att det finns risk för skador
på hälsa och miljö om riktvärdet överskrids (Naturvårdsverket 2002). Halten totalcyanid är
ungefär fyra gånger högre än riktvärdet och den lättillgängliga andelen 24 gånger högre. I
Granforsmagasinet ligger halterna betydligt under riktvärdet.
Tabell 4.2. Cyanid (mg/kg ts) och torrsubstans (%) i Bruträskets och Granforsmagasinets
sediment, april 2004. I Granforsmagasinet togs provet i djuphålan utanför
Brubäckens mynning. Riktvärdet avser känslig markanvändning (KM) gällande
förorenad mark, vilket indikerar ett måttligt allvarligt tillstånd = risk för skador
på hälsa och miljö (Naturvårdsverket 2002).
Bruträsket
Cyanid, lättillgänglig (mg/kg ts)
Cyanid, total (mg/kg ts)
Torrsubstanshalt (%)
24
130
3,1
71
Granforsmagasinet
0,44
2,3
16,3
Riktvärde –
förorenad mark (KM)
1
30
-
4.2.3 Abborrar
I Skellefteälven fångades abborrar i tre kraftverksmagasin samt i mynningsområdet i Ursviksfjärden under juli-början av augusti 2004 (i Krångforsmagasinet i början av oktober).
Morfometriska variabler och resultat från metallanalyserna redovisas i diagramform utifrån
fångstlokalernas läge i älven. Rengårdsmagasinet som är den högsta lokalen ligger längst till
vänster, följt av Granforsmagasinet och Krångforsmagasinet, och slutligen mynningslokalen i
Ursviksfjärden. Förutom data för lokalerna i Skellefteälven har även resultat från Örefjärden
(längst till höger) medtagits som jämförelsematerial (NRM 2005). Medel-, maximi- och
minimivärden för varje lokal redovisas i diagrammen. Fullständiga data från
abborrundersökningen återfinns i bilaga 8.
Antal analyserade fiskar från provtagningslokalerna i Skellefteälven varierar mellan sex och
tio stycken (tabell 4.3). Att målet med tio fiskar per sjö inte uppnåtts beror på att tillräckligt
antal fiskar i lämplig storlek inte har fångats. Könsfördelningen visar att den övervägande
delen av de analyserade abborrarna från kraftverksmagasinen var honor, utom i Granforsmagasinet där andelen hanar var betydligt större.
Tabell 4.3. Antal analyserade fiskar per lokal i Skellefteälven samt könsfördelning.
Som jämförelsematerial redovisas även data för Örefjärden (NRM 2005).
Rengårdsmagasinet
Granforsmagasinet
Krångforsmagasinet
Ursviksfjärden
Örefjärden
Antal
6
10
10
10
10
Kön
(♂ / ♀)
2/4
8/2
4/6
0 / 10
4/6
När det gäller storleken, längd och vikt, hos abborrarna så är de från Krångforsmagasinet och
Ursviksfjärden något mindre än de från de övriga lokalerna (figur 4.6). I Rengårdsmagasinet
fångades inte tillräckligt antal fiskar inom det önskade storleksintervallet, varför tre fiskar
som var något längre än 20 cm analyserades för att få ett större underlag för bedömning av
metallpåverkan. Skillnader i längd och vikt mellan lokalerna följer samma mönster, dock
visar den beräknade konditionsfaktorn (CF) att abborrarna från Granfors- och Krångforsmagasinen är något magrare än de övriga. Abborrarna från Granforsmagasinet är märkbart
äldre än de från de övriga lokalerna i Skellefteälven samt Örefjärden. Den beräknade årliga
tillväxten är högst hos abborrarna från Rengårdsmagasinet (19 g/år), för att i
Granforsmagasinet endast vara hälften så hög. Från Granforsmagasinet blir tillväxthastigheten
successivt allt högre vid de följande provtagningsplatserna, men är dock lägre i
Ursviksfjärden jämfört med i Rengårdsmagasinet. I Örefjärden är tillväxten hos abborrarna
högre än vid provtagningslokalerna i Skellefteälven.
72
25
120
Längd
Vikt
100
20
80
cm
gram
15
60
10
40
5
20
0
0
Rengård
12
Granfors
Krångfors
Ursviksfj.
Rengård
Örefj.
Krångfors
Ursviksfj.
Örefj.
Krångfors
Ursviksfj.
Örefj.
Ursviksfj.
Örefj.
1,6
Ålder
Konditionsfaktor
1,4
Konditionsfaktor
10
8
år
Granfors
6
4
1,2
1,0
0,8
0,6
0,4
2
0,2
0
0,0
Rengård
Granfors
Krångfors
Ursviksfj.
Örefj.
Rengård
35
Tillväxt
30
25
g/år
Figur 4.6. Medel-, maximi- och minimivärden för längd, vikt, ålder, beräknad
årlig tillväxt och konditionsfaktor hos
abborrarna från de utvalda kraftverksmagasinen i Skellefteälven. För jämförelse
har abborrar från Örefjärden medtagits
(Greyerz 2005).
Granfors
20
15
10
5
0
Rengård
Granfors
Krångfors
Resultaten från metallanalyserna som gjorts på abborrar från Skellefteälven visar inte på
något entydigt mönster. Halterna av flera metaller varierar dock tämligen mycket hos
abborrarna från Granforsmagasinet och hos dessa förekommer ofta de högsta uppmätta
halterna (figur 4.7).
Av kadmium i lever uppvisar Rengårdsmagasinets abborrar den lägsta medelhalten (3,6 mg
Cd/kg ts) och den minsta variationen. I Granforsmagasinet är medelhalten ungefär dubbelt så
hög (6,7 mg Cd/kg ts) och variationen kraftig. Nedströms i älven sjunker halterna. I
Örefjärdens abborrar uppgår medelhalten av kadmium till ca en tiondel av Ursviksfjärdens
abborrar.
Av kobolt i lever kan ett tydligt mönster iakttas. Medelhalterna ökar successivt från Rengårdsmagasinet till mynningslokalen i Ursviksfjärden, där halten är ungefär dubbelt så hög som i
Rengårdsmagasinets abborrar. Största haltvariationerna uppvisar Granforsmagasinet och
Ursviksfjärden.
73
Ursviksfjärden och Granforsmagasinet är de lokaler där medelhalten av koppar är högst. Även
Örefjärdens abborrar uppvisar en medelhalt på samma nivå. Haltvariationerna av koppar är
tämligen stora vid många lokaler, men inte i Krångforsmagasinet. Där är variationen minimal
och medelhalten förhållandevis låg.
Kvicksilverhalterna i lever respektive muskel beskriver samma mönster mellan lokalerna. I
Granforsmagasinet är medelhalterna ungefär dubbelt så hög som vid de övriga lokalerna. Där
är även haltvariationen stor. Medelhalterna av kvicksilver i muskel är ungefär lika i Ursviksoch Örefjärden. En jämförelse med Europeiska kommissionens gränsvärde för fiskkött, 0,5
mg Hg/kg vv (Europeiska gemenskapernas kommission 2001), visar att kvicksilverhalterna i
muskel inte överskrider detta vid någon av lokalerna. Medelhalten av kvicksilver i lever är 3-4
gånger högre än i muskel.
I Granforsmagasinet är medelhalten av zink i abborrlever lägst, men haltvariationen är stor.
Vid de övriga lokalerna i Skellefteälven är medelhalterna något lägre. Medelhalten av
kvicksilver i muskel är tämligen lika i de båda fjärdlokalerna.
Liksom för abborrarna i sjöundersökningen ligger halterna av arsenik, bly, krom och nickel i
de allra flesta fall under rapporteringsgränserna (bilaga 8). Av arsenik är halter över den
högsta rapporteringsgränsen (0,4 mg As/kg ts) endast uppmätt hos fyra abborrar, två i
Rengårdsmagasinet och två i Ursviksfjärden. Halterna är jämförelsevis höga i dessa abborrar,
0,8-2,4 mg As/kg ts. I Örefjärden är medelhalten (6,5 mg As/kg ts) avsevärt högre än vid
samtliga lokaler i Skellefteälven.
Blyhalterna ligger under rapporteringsgränserna (0,05-0,2 mg Pb/kg ts) i alla undersökta
lokaler frånsett Ursviksfjärden där fyra abborrar innehåller uppmätbara halter, 0,1-0,5 mg
Pb/kg ts. I Örefjärden ligger halterna av bly i det nedre området av rapporteringsgränserna och
betydligt lägre än de uppmätta halterna i Ursviksfjärden.
Krom och nickel uppvisar mätbara halter i sju respektive tolv abborrar från Skellefteälven.
Endast fem av dessa innehåller lika höga halter som den högsta rapporteringsgränsen (0,2
mg/kg ts) för krom och nickel. Halterna av dessa metaller i Örefjärdens abborrar ligger något
under de halter som uppmätts i abborrarna från Ursviksfjärden.
De statistiska beräkningarna visar att det inte finns någon signifikant (statistiskt säkerställd)
skillnad (p=0,05) mellan abborrarna från de olika provtagningsplatserna i Skellefteälven vad
det gäller kadmium och zink i abborrlever, och kvicksilver i muskel. Av koppar är dock
halterna signifikant lägre i abborrarna från Krångforsmagasinet jämfört med de från
Ursviksfjärden. För arsenik, bly, krom och nickel är det inte meningsfullt att göra några
statistiska beräkningar på grund av att mätbara halter endast förekom i ett fåtal av fiskarna. De
statistiska beräkningarna visar att åldersskillnaden är signifikant mellan flera lokaler.
Jämför man i sin tur abborrarna från Ursviksfjärden de från Örefjärden, så visar de statistiska
beräkningarna att kadmium- och zinkhalterna är signifikant lägre (p=0,05) i Örefjärdens
abborrar. För koppar i lever, och kvicksilver i muskel finns det ingen skillnad mellan
abborrarna från Ursviksfjärden och de från Örefjärden. Att arsenikhalterna i abborrarna från
Skellefteälven var låga (under rapporteringsgränsen), medan Örefjärdens abborrar innehöll
avsevärt högre halter pekar på att belastningen av arsenik är betydligt högre i Örefjärden.
74
18
3,5
Kadmium
Kobolt
3,0
14
Halt i lever (mg/kg ts)
Halt i lever (mg/kg ts)
16
12
10
8
6
4
2,0
1,5
1,0
0,5
2
0,0
0
Rengård
60
2,5
Granfors
Krångfors
Ursviksfj.
Rengård
Örefj.
160
Koppar
Granfors
Krångfors
Ursviksfj.
Zink
Halt i lever (mg/kg ts)
Halt i lever (mg/kg ts)
50
40
30
20
120
80
40
10
0
0
Rengård
2,0
Granfors
Krångfors
Ursviksfj.
Örefj.
Rengård
0,6
Kvicksilver
Halt i muskel (mg/kg vs)
Halt i lever (mg/kg ts)
0,5
1,5
1,0
0,5
Granfors
Krångfors
Ursviksfj.
Örefj.
Granfors
Krångfors
Ursviksfj.
Örefj.
Kvicksilver
(muskel)
0,4
0,3
0,2
0,1
0,0
0,0
Rengård
Granfors
Krångfors
Ursviksfj.
Rengård
Figur 4.7. Medel-, maximi- och minimihalter av metaller i lever (mg/kg ts) och kvicksilver i
muskel (mg/kg vs) hos abborrarna från de utvalda kraftverksmagasinen i
Skellefteälven. För jämförelse har abborrar från Örefjärden medtagits (Greyerz
2005). Europeiska kommissionens gränsvärde för kvicksilver i muskel, 0,5 mg/kg vv,
(Europeiska gemenskapernas kommission 2001) är markerat i diagrammet.
4.2.4 Snäckor
I september 2004 samlades snäckor in vid två lokaler i Skellefteälven, nedströms Båtfors
kraftstation och utanför Brubäckens mynning i Granforsmagasinet (figur 4.2). Substratet som
snäckorna förekom på, liksom bottenförhållandena, skiljer sig mellan lokalerna. I insamlingsområdet nedströms Båtfors kraftstation hittades snäckorna på de 5-30 cm stora stenar som
utgör botten, medan snäckorna i Granforsmagasinet uppehöll sig nästan uteslutande på de
stubbar och rötter som ligger i det grunda sedimentområdet invid holmen utanför bäckmynningen. Även vattenförhållandena skiljer sig mellan lokalerna. Nedströms Båtfors
75
kraftstation bedöms strömhastigheten vara högre och vattennivån fluktuera något mer
beroende på hur mycket vatten som släpps igenom kraftstationen.
Målsättningen var att (liksom i Rönnskärsverkens snäckundersökningar) analysera snäckor i
storleksintervallet 0,05-0,14 g. Antalet insamlade snäckor i denna storlek var dock för
Granforsmagasinets del i minsta laget. För att få ett större underlag utökades därför viktklassen till att omfatta 0,04-0,15 g. Denna åtgärd bedöms dock inte påverka jämförelsen
mellan lokalerna nämnvärt. Resultaten från analyserna presenteras i tabell 4.4.
Analysresultaten visar att metallhalterna över lag är högre i snäckorna från Båtfors i jämförelse
med de från Granforsmagasinet.
Tabell 4.4. Metaller i snäckor insamlade nedströms Båtfors kraftstation och utanför
Brubäckens mynning i Granforsmagasinet, 16 september 2004.
Variabel
Provt. koord.
Antal snäckor
Viktintervall
Torrsubstans
Arsenik
Bly
Kadmium
Kobolt
Koppar
Krom
Kvicksilver
Mangan
Nickel
Zink
Enhet
Båtfors kraftstation
Granforsmagasinet
X;Y
st
g
%
mg/kg TS
mg/kg TS
mg/kg TS
mg/kg TS
mg/kg TS
mg/kg TS
mg/kg TS
mg/kg TS
mg/kg TS
7198980 ; 1709710
72
0,05-0,14
21,5
7,8
1,7
4,3
1,1
81
1,4
0,17
778
10,7
7194760 ; 1717500
63
0,04-0,15
19,4
5,4
1,0
3,7
2,4
47
1,5
0,12
743
4,0
mg/kg TS
207
206
4.2.5 Burförsök
Öringungar
Vid första kontrollen (två dygn), av det åtta dygn långa burförsöket med öringungar, hade
samtliga ungar som placerats i Nya sjön dött. Vid andra kontrollen (fyra dygn) hade två
fiskungar dött i Brubäcken och vid tredje kontrollen (sex dygn) hade en fiskunge dött i
Finnforsån. När försöket avslutades efter åtta dygn levde åtta öringungar i Brubäcken och nio
öringungar vid kontrollokalen i Finnforsån.
Vattnets surhet låg vid provtagningstillfällena tämligen lika (klass 2-3) i Brubäcken och
Finnforsån (tabell 4.5). I Nya Sjön var både pH och kvävehalterna extremt höga. I Brubäcken
var totalkvävehalterna mycket höga (klass 4) och en stor andel utgjordes av ammoniumkväve.
Syretillståndet var vid provtagningen tämligen gott (klass 1-2). Aluminiumhalterna var
normala för vattendrag i kommunen.
76
Tabell 4.5. Vattenkemi (pH, kvävefraktioner, syre, aluminium (totalhalt) och temperatur) vid
burförsök med öringungar (1-åriga) i Nya Sjön, Brubäcken och Finnforsån,
3-11 maj, 2005. Klassindelning enligt Naturvårdsverkets bedömningsgrunder
(Naturvårdsverket 1999) har markerats med den rekommenderade färgskalan.
Sjö / vattendrag
Lokal
X
Y
Försöksdag
(datum )
pH
Totalkväve (ug/l)
NH4+-kväve ug/l)
Aluminium (ug/l)
Syrgas 3 (mg/l)
Syremättnad 3 (%)
Temperatur 3 (ºC)
Nya
Sjön
BruFinnbäcken forsån
Brutorp Lindero
BruFinnbäcken forsån
Brutorp Lindero
Brubäcken
Brutorp
Finnforsån 1
Lindero
7203050 7196720 7189610 7203050 7196720 7189610
7196720
7189610
1713450 1715600 1716840 1713450 1715600 1716840
1715600
1716840
Utsättning = dag 0
(2005-05-03)
9,4
6,7
6,3
10000
4700
260
4700
3200
15
140
190
140
-
Nya
Sjön
Dag 6
(2005-05-09)
6,9
10,2
13,5
59
77
104
6,4
3,3
3,5
Avslut = dag 8
(2005-05-11) 2
6,5
6,4
3700
350
2600
18
9,6
11,8
78
97
5,7
6,1
1
Vattenprovet taget i Finnforsån vid Bergliden, ca 7 km nedströms kontrollokalen.
Inget prov togs i Nya Sjön vid detta tillfälle.
3
Uppmätt med syremätare för fältbruk, typ WTW Oxi 323.
2
Flodkräfta
När burförsöket med flodkräfta, som pågick i 12 dygn, avslutades levde samtliga kräftor vid
båda lokalerna. Ingen märkbar påverkan på kräftorna kunde urskiljas vid någon av lokalerna.
Analysresultaten från vattenprovtagningarna visar att pH var drygt 7 (klass 1) i Skellefteälven
vid provtagningstillfällena och ca 6,5 (klass 2-3) i Brubäcken (tabell 4.6). Kvävehalterna var
mycket höga i Brubäcken och andelen ammoniumkväve (NH4+) stor. I älven var kvävehalterna låga (klass 1) och andelen ammoniumkväve mycket liten. Aluminiumhalterna i
Brubäcken var normala för området. I älven var halterna av aluminium låga.
Tabell 4.6. Vattenkemi (pH, kvävefraktioner, aluminium (totalhalt) och temperatur) vid
burförsök med kräftor, 26 augusti – 7 september, 2005. Klassindelning enligt
Naturvårdsverkets bedömningsgrunder (Naturvårdsverket 1999) har markerats
med den rekommenderade färgskalan.
Vattendrag
Lokal
X
Y
Försöksdag
(datum)
pH
Totalkväve (µg/l)
NH4-kväve (µg/l)
Aluminium (µg/l)
Temperatur (°C)
Brubäcken
Skellefteälven
Brubäcken
Skellefteälven
Brutorp
Forsbacka
Brutorp
Forsbacka
7196720
1715600
7192090
1723320
Dag 4
(2005-08-30)
6,6
3100
1100
130
13,5
7,2
170
3
20
14,6
77
7196720
7192090
1715600
1723320
Dag 12 = avslut
(2005-09-07)
6,5
7,1
3100
200
820
10
100
22
13,4
13,7
4.3 Diskussion
En kvalificerad bedömning av det aktuella tillståndet i en sjö eller ett vattendrag kan endast
göras om man vet hur det ursprungliga tillståndet var, d.v.s. innan mänskliga verksamheter av
betydelse började påverka processer och förhållanden i avrinningsområdet. Alla typer av
mänskliga verksamheter, även småskaliga jordbruks- och skogsbruksverksamheter, innebär en
påverkan om än av liten betydelse jämfört med storskaliga industriverksamheter. Därför
används oftast förhållandena före industrialiseringens genombrott på 1800-talet, som ett mått
på hur det ursprungliga tillståndet var. Analyserna av sedimentet på bakgrundsnivån (30 cm
sedimentdjup) i Bruträsket visar att bakgrundshalterna, d.v.s. de ursprungliga naturliga
halterna, av metaller i Bruträskets tillrinningsområde inte är förhöjda på grund av de
mineraliseringar som förekommer i Bolidenområdet. Som tidigare nämnts varierar dock både
bakgrundshalterna och moränhalterna av metallerna mycket inom hela undersökningsområdet.
Vidare visar sedimentundersökningarna i Bruträsket på en accelererande belastning av
metaller och svavel från ca 20 cm upp till 13 cm sedimentdjup. Denna markerar sannolikt
perioden från gruvverksamhetens etablering i området under slutet av 1920-talet fram till
1953 då Brubäcken togs i anspråk som recipient för anrikningsverket i Boliden. Även driften
vid Långselegruvan, som bröts mellan 1947-55, kan ha bidragit till haltökningarna. Sedan
efterbehandlingen 1995 avleds dränagevattnet från det tidigare gruvområdet via diken till
Brubäcken, vilket sannolikt innebär en viss ökning av metalltillförseln till Bruträsket,
framförallt vid snösmältning och riklig nederbörd.
De minskande men fortfarande höga metallhalterna som sedan förekommer uppåt i sedimentet
antas beskriva den kraftiga och varierande påverkan från anrikningsverksamheten som
uppkommer till följd av t.ex. mineralogiska skillnader hos de malmer som anrikats, kemiska
processer i Gillervattnet, införande av olika reningsåtgärder samt varierande nederbördsmängder. Bly, kadmium, kvicksilver och zink visar på en sjunkande belastningstrend under
senare år, antagligen till följd av de reningsåtgärder som införts, t.ex. den kalkning av
utgående vatten från Gillervattnet som pågått sedan 1991. De starka positiva sambanden
(r = 0,91-0,99) mellan svavel och metaller som järn, arsenik, koppar och zink styrker
antagandet att haltförändringarna i sedimentet från ca 20 cm och uppåt beror på den
bearbetning av sulfidmalmer som pågått i ca 80 år.
Det faktum att halterna av svavel och många metaller även i dagsläget är kraftigt förhöjda i
jämförelse med bakgrundshalterna, visar att Bruträsket alltjämt är kraftigt påverkat av
verksamheten. De oftast lägre metallhalterna i Brubäcken nedströms sjön (se t.ex. Boliden
Mineral AB 2005; 2006) visar att den fungerar som ett ytterligare klarningsmagasin i bäcken.
Uppmätta metallhalter i vatten från recipienten Brubäcken och referensvattendraget
Finnforsån pekar också på att Brubäckens vatten är kraftigt påverkat av anrikningsverksamheten. Halterna av främst sulfat, krom, zink och antimon är avsevärt högre i
Brubäcken. Att zinkhalterna ofta är högre nedströms Bruträsket är överraskande. En möjlig
förklaring kan vara att det sker en lokal tillförsel av zink till vattnet från gamla
sedimentavsättningar i själva bäcken eller dess strandzoner, eller från moränen i det
närliggande markområdet. Ett läckage av metaller från depåer avsatta tidigare när
metallbelastningen var större borde dock även leda till högre halter av andra metaller kan man
tycka.
Undersökningarna i de båda vattendragen samt Bruträsket har även visat att belastningen av
främst kväve, men även fosfor, är mycket hög i Brubäcken. Båda näringsämnena kommer
78
huvudsakligen från anrikningsverksamheten i Boliden, även om utsläppen från det kommunala
reningsverket också bidrar med en del. Ammoniumkvävet, som är den dominerande
kväveformen, är en nedbrytningsprodukt från cyanidlakningen som påbörjades under 2002.
Ammoniumkväve har i sig själv en negativ inverkan på vattenorganismer, men omvandlas i
ökande grad till den för vattenorganismer betydligt giftigare kväveformen ammoniak vid ökat
pH och minskad temperatur. De höga halterna av ammoniumkväve (medel = 3300 µg/l)
tillsammans med tillfälligt höga pH-värden (pH > 8) i Brubäcken innebär sannolikt att det
förekommer tillfällen när känsligare arter i bäckens ekosystem slås ut. En jämförelse med de
kanadensiska vattenkvalitetskriterierna för totalammonium (Government of British Columbia
2005) visar att gränsvärdena för akut toxicitet inte överskreds vid något av provtagningstillfällena, medan däremot gränsvärdena för kronisk toxicitet överskreds vid fyra av de fem
provtagningarna. Detta förklarar till viss del avsaknaden av känsligare arter av bottendjur i
Brubäcken.
Rester av ej nedbruten cyanid i vatten har inte kunnat påvisas vid undersökningarna, varken i
Brubäcken, Finnforsån, Bruträsket eller utanför Brubäckens mynning i Skellefteälven
(Granforsmagasinet). Dock hittades betydande halter i Bruträskets ytsediment, ca 4 gånger
högre än det generella riktvärdet för känslig markanvändning (30 mg CNTot/kg ts) när det
gäller förorenad mark. Möjligen är det denna depå av cyanid som ger upphov till de svaga
haltuppgångar av totalcyanid som ofta uppträder i Brubäcken när flödet börjar tillta under
senare delen av vårvintern (Boliden Mineral AB 2003; 2004; 2005; 2006). Även i älven
kunde mätbara halter detekteras om än de var betydligt under det nämnda riktvärdet.
Förekomsten av cyanid i ytsedimenten visar att nedbrytningen av cyanid inte är fullständig
under den kalla, mörka och isbelagda delen av året. För att avgöra hur det förhåller sig under
andra delar av året samt om cyanid lagras i sediment i någon betydande omfattning krävs
ytterligare provtagningar. Att cyanid inte kunde påvisas i yt- och bottenvattnet vid samma
provtagningstillfälle som ytsedimentprovtagningarna, kan delvis bero på att den låga
temperaturen medförde långa omslagstider för de olika reagenserna, vilket kan ha inneburit att
cyaniden hann avgå eller brytas ner. De lägre metallhalterna i vatten och sediment i
Granforsmagasinet jämfört med Bruträsket vid detta tillfälle beskriver den kraftiga utspädning
som sker när bäckvattnet rinner ut i den betydligt större vattenmassan i Skellefteälven.
De utförda toxicitetstesterna på bakterier (s.k. Microtox) och kräftdjur (Daphnia magna)
visar, trots det som beskrivits ovan angående ammoniak, cyanid och metaller, att vattnet i
Brubäcken (och Finnforsån) inte var akut giftigt för dessa organismer vid provtagningstillfällena. När det gäller Microtox-testet har det dock visat sig att dessa bakterier är tämligen
okänsliga för bl.a. ammoniumkväve (Öman m.fl. 2000).
Burförsöken med öringungar och flodkräftor visade inte heller på någon akut giftverkan hos
Brubäckens (och Finnforsåns) vatten under försöksperioderna. De halter av ammoniumkväve
som uppmätts vid burförsöken överskred inte heller de kanadensiska gränsvärdena för
totalammonium (ammonium + ammoniak), varken för akut eller kronisk toxicitet. Som
tidigare nämnts har dock gränsvärdena för kronisk toxicitet överskridits i Brubäcken vid ett
antal tillfällen under 2004-2005. Att samtliga öringungar i Nya Sjön var döda efter två dygn
säger något om vad som sannolikt händer med fisk och andra vattenorganismer i Brubäckens
vattensystem vid de tillfällen då pH trots allt är mycket högt. Då ökar fraktionen ammoniak
drastiskt, vilket innebär att stor del av vattenorganismerna slås ut.
79
Just på grund av att de vattenkemiska förhållandena i Brubäcken varierar mycket och att det
ofta är tillräckligt med ett kortvarigt tillfälle av t.ex. höga ammoniakhalter för att skada
ekosystemet, är det av stort värde att olika toxicitetstest utförs vid flera olika tillfällen under
en årscykel. Dessa test tillsammans med olika biologiska undersökningar är viktiga när det
gäller att fastställa bäckvattnets status ur biologisk synvinkel samt för att avgöra eventuella
trender när det gäller vattnets kvalitet.
De metallanalyser som gjorts på abborrar från Skellefteälven visar inte att halterna är
signifikant högre i abborrarna från Granforsmagasinet (där Brubäcken mynnar) jämfört med
de övriga provtagningslokalerna i älven, trots att metallbelastningen på recipienten Brubäcken
är tydligt förhöjd. Att abborrarna från Granforsmagasinet inte innehåller högre metallhalter än
vad som uppmätts kan ha flera orsaker. Dels kan det bero på att vattnet från Brubäcken,
tillföljd av kalkningen vid Gillervattnet, innehåller mycket baskatjoner (kalcium, magnesium,
natrium och kalium) som konkurrerar med tungmetallerna så att abborrarnas upptag av dessa
begränsas. En annan orsak kan vara att Brubäckens vatten späds ut så mycket i älvvattnet att
någon betydande metallpåverkan på abborrarna inte går att hitta.
En företeelse som dock pekar mot att Brubäckens vatten påverkar abborrarna i Granforsmagasinet är att det finns individer som avviker med förhållandevis höga halter av flertalet
metaller. En ytterligare iakttagelse när det gäller abborrarna från Granforsmagasinet är att de
är äldre än abborrarna från övriga lokalerna i Skellefteälven (och Örefjärden) och att de har
den lägsta tillväxten av samtliga provtagningslokaler. Detta kan delvis ha sin förklaring i
könsskillnader mellan provtagningslokalerna, eftersom abborrhanar växer långsammare än
honor. För Granforsmagasinets del, med dess stora andel hanar, medför detta att den årliga
tillväxten av naturliga skäl är jämförelsevis låg. Om detta är den dominerande orsaken till
abborrarnas låga tillväxthastighet eller om det förorenade vattnet från Brubäcken har inverkar
på abborrarnas tillväxt är svårt att avgöra.
Ser man till hur det förhåller sig vid fjärdlokalerna så är kadmium- och zinkhalterna signifikant
högre i Ursviksfjärdens abborrar, och arsenik med all säkerhet signifikant högre i Örefjärdens
(utan att några statistiska beräkningar gjorts på arsenik till följd av övervägande mindre änvärden i Ursviksfjärden). Beträffande Ursviksfjärden så måste man ha i åtanke att denna lokal,
förutom älvens tillförsel av metaller, är påverkad av tidigare och nuvarande utsläpp från
industrier i området, bl.a. Rönnskärsverken. De höga arsenikhalterna i Örefjärdens abborrar är
sannolikt kopplade till älvvattnets naturligt förhöjda innehåll av arsenik.
Resultatet från snäckundersökningen visar på lägre halter av flertalet metaller i snäckorna från
Granforsmagasinet jämfört med de från lokalen nedströms Båtfors kraftstation (ungefär en mil
uppströms Granforsmagasinet). Detta är något förvånande med tanke på att snäckorna från
Granforsmagasinet plockades i området utanför Brubäckens mynning och att en förhöjd
metallpåverkan därför var att vänta. En stor skillnad mellan lokalerna, som kan ha betydelse
för resultatet, är att underlaget som snäckorna levde på var helt olika, sten vid Båtfors
kraftstation och stubbar och rötter i Granforsmagasinet. Snäckornas födointag skiljer sig
mycket från abborrarnas och man kan undra om det höga joninnehållet i Brubäckens vatten
även har betydelse för snäckornas upptag av metaller som till viss del sker genom tarmen.
En jämförelse med Rönnskärsverkens snäckundersökning i kustbandet 1999 (Sundell 2000)
visar att halterna av bly, koppar och arsenik i snäckorna från Skellefteälven ligger på ungefär
samma nivå som kustlokaler på ett något större avstånd från Rönnskärsverken. Zink- och
kvicksilverhalterna i snäckorna från älvlokalerna ligger dock på ungefär samma nivå som
80
kustlokalerna med de högsta halterna, vilket antyder att tillförseln av dessa metaller till älven
är något förhöjd. Vad man måste ha i åtanke är att det här handlar om att jämföra undersökningar i två olika vattenmiljöer vilket har sina brister och därför ska inte heller för stora
slutsatser dras utifrån denna jämförelse. Några jämförbara snäckundersökningar gjorda i
vattendrag har inte gått att hitta.
Resultaten från de sedimentundersökningar som gjorts i Skellefteälven visar att provtagningsplatserna inte utgörs av ackumulationsbottnar. Ytsedimentens förhållandevis grova struktur
och de låga glödförlusthalterna i Båtfors-, Krångfors- och Kvistforsmagasinen indikerar att
det snarare handlar om transport eller erosionsbottnar. Att det minerogena materialet några
centimeter ner i flera fall innehöll grövre växtdelar (löv, småkvistar och trästickor) visar också
att så är fallet. I Granforsmagasinet bestod sedimentet av ett finare material, men den tämligen
låga glödförlusthalten pekar mot att det även här handlar om transportbotten. Närheten till
Brubäckens mynning medför sannolikt att sedimentationsförhållandena inte är så lugna som
krävs för kontinuerlig ackumulation av material, åtminstone under delar av året, t.ex. under
vårfloden. Att dra några slutsatser av de metallanalyser som gjorts på sedimentet från
älvlokalerna är därför inte meningsfullt.
81
5 DAGVATTNET FRÅN BOLIDENS SAMHÄLLE
5.1 Metod
Undersökningen har till syfte att klarlägga i vilken omfattning metaller transporteras från
samhället via Nymyrbäcken och söderut till Bjurlidträsket respektive norrut via Stormyrbäcken och ut i Klintforsån.
Provtagningarna har utförts vid fem
och 2005-06-14) och snösmältning
dagvattenutlopp (område 2a, 3, 4,
skogsområdet nordost om Boliden
tillfällen i Nymyrbäcken (figur 5.1).
tillfällen, lågflöde (2004-08-24), högflöden (2004-09-22
(2005-04-06 och 2005-05-02). Prover har tagits i sex
6, 7 och 8a), ett mindre dikessystem som avvattnar
Minerals industriområde (område 1), samt vid ett par
Områdena 1-3 avrinner mot norr till Stormyrbäcken, område 4 avrinner till dagbrottet och
områdena 5-8 mot söder till Nymyrbäcken, som mynnar i Bjurlidträsket. Bäckproverna togs
uppströms dagvatteninflödet i bäcken för att göra det möjligt att jämföra bäckens halter med
dagvattnets. Vid provtagningen 2005-05-02 togs samlingsprover för dagvattenutloppen, ett
prov för område 2a och 3 (avrinner mot norr) och ett prov för område 6, 7 och 8 (avrinner mot
söder). På grund av förekomst av is eller avsaknad av vatten har det förekommit att prov inte
kunnat tas vid samtliga provpunkter.
Figur 5.1. Avrinningsområden och provtagningsplatser för dagvattnet i Bolidens samhälle,
samt recipienten Nymyrbäcken, 2004-2005. Röd linje markerar vattendelare.
Områdena 1-3 avrinner till Stormyrbäcken, område 4 till dagbrottet och
områdena 5-8 till Nymyrbäcken. Skuggade områden har ej provtagits men ingår i
transportberäkningarna.
82
Analyser av pH alkalinitet, konduktivitet, TOC (totalt organisk kol), sulfat, kväve, fosfor,
suspenderade ämnen samt metaller (totalhalter) har utförts av Alcontrol AB:s laboratorier i
Umeå och Linköping. Uppslutning gjordes av proverna, frånsett de som togs i augusti och ett
par i september 2004. Provtagningskärl avsedda för ändamålet tillhandahölls av det anlitade
laboratoriet.
Utifrån de halter som uppmätts har årlig transport av metaller, kväve, fosfor och suspenderade
ämnen från varje dagvattenområde (1, 2a, 2b, 3, 4, 5, 6, 7, 8a och 8b) beräknats enligt:
T = (ATot * φ * Nb * H ) / 100 000
där T = transporterad mängd (kg), ATot = avrinningsytans storlek (ha), φ = sammanvägd
avrinningskoefficient, Nb = årsnederbörden (mm), och H = uppmätt medelhalt (µg/l). Den
sammanvägda avrinningskoefficienten (φ) för varje område beräknas enligt:
φ = (A1* φ1 + A2 * φ2 + A3 * φ3 osv.) / (A1 + A2 +A3 osv.)
där A1, 2, 3 osv. = ytan av varje marktyp (ha) och φ1, 2, 3 osv. = avrinningskoefficienten för
varje marktyp.
De avrinningskoefficienter som använts vid transportberäkningarna för de egentliga
dagvattenområdena (område 2-8) är de som gäller för dimensionering av allmänna
avloppsledningar (Svenskt Vatten AB 2004) (tabell 5.1). Dessa koefficienter innefattar endast
det vatten som leds bort i ledningssystemet och inte det vatten som infiltreras i marken eller
magasineras i ojämnheter i markytan. För område 1 har en avrinningskoefficient på 0,5
använts eftersom det utgör ett skogsområde med ett öppet dikessystem som leder bort vattnet.
Årsnederbörden har satts till 600 mm vid beräkningarna.
Tabell 5.1. Avrinningskoefficienter som använts vid transportberäkningar för dagvattnet från
de egentliga dagvattenområdena i Bolidens samhälle (Svenskt Vatten AB 2004).
Marktyp
Avrinningskoefficienter
Skogsområde Gräsyta
0,1
0,1
Villa- Flerfamiljshusområde
område
0,25
0,5
Industrimark
0,6
Endast den del av respektive dagvattenområdes yta som ligger i den bebyggda delen av själva
samhället (figur 5.1) har medtagits i transportberäkningarna. För område 3 och 7 innebär detta
att den del av avrinningen som kommer från skogsmarken på berget Bjurlidens västra sida
(inkl. Sidtjärnen) inte medräknats. Detta medför dock sannolikt en underskattning av de
transporterade mängderna för område 3 och 7, eftersom det renare vattnet från skogsområdet
späder ut dagvattnet från samhället. Område 1 som endast består av skogmark ingår dock i
transportberäkningarna. För de områden som inte provtagits (område 2b, 5 och 8b) har
medelhalter av intilliggande områden använts vid beräkningarna. Villaområdet öster om
område 8b har inte tagits med i beräkningarna då vattnet från detta område inte belastar
Nymyrbäcken.
83
5.2 Resultat
Resultaten från provtagningarna av dagvattnet samt recipienten Nymyrbäcken under 2004 och
2005 redovisas i tabell 5.2 och fullständiga uppgifter återfinns i bilaga 9. På grund av
förekomst av is eller avsaknad av vatten har det förekommit att prov inte kunnat tas vid
samtliga provpunkter.
Även om det här handlar om dagvatten har en jämförelse gjorts med de svenska
bedömningsgrunderna för sjöar och vattendrag (Naturvårdsverket 1999). Dessutom har
halterna jämförts med föreslagna gränshalter för dagvatten vid utsläpp till mycket känsliga
recipienter. Halter över dessa gränsvärden indikerar ett reningsbehov (Sweco VBB VIAK
2001).
En bedömning av dagvattnet utifrån bedömningsgrunderna för sjöar och vattendrag
(Naturvårdsverket 1999) visar att vattnet från område 1 var mycket surt och hade mycket låg
alkalinitet (klass 5), medan vattnet från det egentliga dagvattennätet var neutralt och hade
mycket god buffertkapacitet (klass 1, tabell 5.2). I recipienten Nymyrbäcken var vattnet något
surt (klass 3) och buffertkapaciteten god (klass 2). Av metallerna var halterna över lag
måttligt höga till höga (klass 3-4) i dagvattnet. Koppar och zink låg högst (klass 4-5) medan
krom och främst nickel uppvisade låga halter i flertalet områden. Kvicksilverhalterna var i
ungefär hälften av proverna under rapporteringsgränsen, men noteras bör att denna varierade
mellan 0,013 och 0,13 µg/l. Vattnet från området nordost om Boliden Minerals
industriområde, område 1, innehöll metallhalter som var avsevärt högre än i
dagvattenområdena. I Nymyrbäcken, uppströms dagvatteninloppet från södra delen av
samhället, var halterna lägre än i dagvattnet. Av arsenik, bly, koppar och zink var halterna
måttligt höga (klass 3) i recipientvattnet, medan halterna av övriga metaller var lägre.
Halterna av kväve och fosfor i dagvattnet var huvudsakligen måttligt höga (klass 3), i
Nymyrbäcken låga (klass 2).
En jämförelse med de föreslagna gränshalterna för dagvattenutsläpp till mycket känsliga
recipienter (Sweco VBB VIAK 2001) visar att medelhalterna i vattnet från område 1
överskrider gränshalterna för flertalet metaller (tabell 5.2). Koppar är den metall vars
gränshalt överskrids i flest dagvattenområden (1, 2a, 6 och 8a). I övrigt så överskrids
gränshalterna för kadmium, krom, nickel och zink i en del av områdena vid något
provtagningstillfälle, men medelhalterna ligger dock oftast under gränshalterna.
Medelhalterna av kväve, fosfor och suspenderade ämnen i dagvattnet är betydligt lägre än de
föreslagna gränshalterna.
84
Tabell 5.2. Analysresultat (medelvärden) från provtagningarna av dagvattnet från Bolidens
samhälle samt i recipienten Nymyrbäcken, 2004-2005. Metallhalter avser totalhalter. Klassindelning enligt Naturvårdsverkets bedömningsgrunder (Naturvårdsverket 1999) har markerats med den rekommenderade färgskalan. Föreslagna
gränshalter för dagvatten (Sweco VBB VIAK 2001) redovisas och de medelhalter
som överskrider dessa är markerade med fet text.
Dagvattenområde
11
Susp. ämnen
Arsenik
Antimon
Bly
Kadmium
Kobolt
Koppar
Krom
Kvicksilver
Nickel
Zink
Kväve
Fosfor
3
4
7,1
0,26
27
6
7,0
0,50
1,5
0,30
7,7
19
1,1
0,024
5,5
81
586
26
Dagbrottet
6,9
0,11
2,9
12
5,8
0,50
8,9
0,12
1,7
13
2,9
0,050
1,3
110
355
43
Stormyrbäcken
Recipient
pH
Alkalinitet
Sulfat
2a
mekv/l
mg/l
mg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
3,4
< 0,016
447
4
20,0
0,67
41,3
23,2
232,5
1 395
17,6
0,034
56,3
4318
1025
15
7,3
0,35
33
8
16,5
0,88
4,2
0,41
4,4
52
1,4
0,037
4,1
171
1108
33
6
7
Nymyrbäcken
7,0
0,38
33
9
6,3
1,00
3,7
0,50
6,6
50
6,9
0,034
7,5
166
1214
39
7,2
0,44
22
10
6,9
0,50
2,6
0,34
3,2
30
5,6
0,031
6,0
103
882
31
Gränshalt 3
8a
7,2
0,74
20
4
11,6
1,13
1,0
0,27
3,0
47
18,2
0,026
13,0
132
914
21
Nymyrbäcken 2
6,3
0,13
3,9
3
11,5
0,50
1,9
0,05
10,2
5
1,9
0,017
0,6
21
525
13
80
20
0,7
40
15
0,04
45
175
1700
175
1
Mindre skogsområde nordöst om Boliden Mineral AB:s industriområde.
Recipient för område 6, 7, 8a.
3
Föreslagna gränshalter för dagvatten vid orenat utsläpp till mycket känsliga recipienter (vattendrag och
mindre sjöar) enligt Sweco VBB VIAK, PM 2001-10-19.
2
Beräknad årlig ämnestransport från Bolidens dagvatten till Stormyrbäcken och Nymyrbäcken,
samt total transport från Nymyrbäckens avrinningsområde till Bjurlidträsket redovisas i tabell 5.3
respektive 5.4.
Enligt beräkningarna får Stormyrbäcken ta emot en något större mängd metaller, främst
koppar och zink från samhället än Nymyrbäcken. Belastningen av näringsämnen är däremot
större på Nymyrbäcken. Transporten till Stormyrbäcken domineras för flera metaller av
tillförsel från område 1, trots att arealen av detta område endast utgör 7 % av den totala
dagvattenarealen som avvattnas till Stormyrbäcken. Dagvattnets andel av metalltransporten
till Bjurlidträsket är förhållandevis stor av kadmium, koppar, krom, nickel och zink, med
tanke på dagvattenområdets storlek.
Enligt beräkningarna får Stormyrbäcken ta emot en något större mängd metaller, främst
koppar och zink från samhället än Nymyrbäcken. Belastningen av näringsämnen är däremot
större på Nymyrbäcken. Transporten till Stormyrbäcken domineras för flera metaller av
tillförsel från område 1, trots att arealen av detta område endast utgör 7 % av den totala
dagvattenarealen som avvattnas till Stormyrbäcken. Dagvattnets andel av metalltransporten
85
till Bjurlidträsket är förhållandevis stor av kadmium, koppar, krom, nickel och zink, med
tanke på dagvattenområdets storlek.
Tabell 5.2. Årlig ämnestransport till Stormyrbäcken/Klintforsån via dagvattnet från
norra delen av Bolidens samhälle.
Till Stormyrbäcken från norra
delen av Bolidens samhälle 1
1
Därav från område 1
Avrinn. omr. areal
38 ha
2,7 ha
7%
Arsenik
Antimon
Bly
Kadmium
Kobolt
Koppar
Krom
Kvicksilver
Nickel
Zink
Susp. ämnen
Kväve
Fosfor
kg/år
0,9
0,047
0,53
0,22
2,3
14
0,22
0,0021
0,76
44
452
60
1,9
kg/år
0,2
0,006
0,35
0,20
2,0
12
0,15
0,0003
0,48
37
32
9
0,13
%
19
12
67
91
85
85
67
14
64
83
7
15
7
Innefattar område 1, 2a, 2b och 3.
Tabell 5.3. Årlig ämnestransport till Bjurlidträsket via Nynyrbäcken,
samt dagvattnets andel av denna.
Till Bjurlidträsket
via Nymyrbäcken
Avrinn. omr. areal
Arsenik
Antimon
Bly
Kadmium
Kobolt
Koppar
Krom
Kvicksilver
Nickel
Zink
Kväve
Fosfor
1
Därav från södra delen av
Bolidens samhälle 1
341 ha
62 ha
18 %
kg/år
kg/år
%
11,9
0,6
2,1
0,1
10,4
8,7
2,6
0,020
1,3
33,5
613
15
0,7
0,08
0,3
0,04
0,4
4,0
0,8
0,003
0,8
13
101
3,3
6
14
13
43
4
46
30
16
56
39
16
21
Innefattar områdena 5, 6, 7, 8a och 8b.
86
5.3 Diskussion
De analyser som gjorts på dagvattnet från Bolidens samhälle visar att halterna av flertalet
metaller är måttligt till mycket höga utifrån Naturvårdsverkets bedömningsgrunder för sjöar
och vattendrag (Naturvårdsverket 1999). Metaller i dagvatten kommer till stor del från
biltrafik, luftnedfall, förbränning, korrosion av metallkonstruktioner med mera. För Bolidens
del inverkar sannolikt även närheten till verksamheten vid Boliden Minerals industriområde,
damning från sandmagasinet Gillervattnet samt eventuell förekomst av sulfidhaltigt
fyllnadsmaterial (från anrikningsverksamheten) i gator och ledningsgravar.
Metallhalterna i vattnet från skogsområdet nordost om Boliden Minerals industriområde
(område 1) överskrider kraftigt de föreslagna gränsvärdena för dagvattenutsläpp till mycket
känsliga recipienter (vattendrag och mindre sjöar). Detta indikerar att det finns ett behov av
rening av detta vatten (Sweco VBB VIAK 2001). Dagvattnet från själva samhället överskrider
främst gränsvärdet för koppar. Jämför man metallhalterna i dagvattnet från själva samhället
med undersökningar av dagvatten i Skellefteå (Andersson 2003) och Piteå (Evjen 1997) ser
man att vattenkvaliteten med avseende på metaller är tämligen lika vid de tre
undersökningarna.
Innehållet av kväve, fosfor och suspenderade ämnen i Bolidens dagvatten är lägre än i
dagvattnet från Skellefteå och Piteå. Dagvattnets innehåll av olika ämnen kan dock variera
kraftigt beroende på flera faktorer, t.ex. markanvändning, regnintensitet och tid sen
föregående nederbördstillfälle, vilket gör att provtagningstidpunkten och antalet prov har stor
betydelse för om halterna kan anses vara representativa. Vid undersökningarna i Skellefteå
och Piteå togs prover vid endast två tillfällen, vilket är i minsta laget.
De höga metallhalterna i vattnet från område 1 förklaras sannolikt av att området användes
som uppsamlingsplats för dränagevatten från norra delen av Boliden Minerals industriområde
fram till 1968. Analyser på jord från området som gjordes 1989 visade att ansenliga mängder
metaller fanns lagrade i marken (Lindeström 1989). Urlakning av metaller från detta stora
markförråd ligger antagligen bakom de höga metallhalter som även mätts upp under 2004 och
2005. Mycket tyder på att det även sker en viss tillförsel av metallförorenat vatten från ett
bräddavlopp nordost om Boliden Minerals industriområde (figur 5.2). Detta bräddavlopp
mynnar i södra änden av ett av dikena som avvattnar område 1. Bräddavloppets funktion är
dock inte klarlagd i skrivandets stund, men Boliden Mineral utreder detta.
Transportberäkningarna för dagvattnet från den norra delen av Bolidens samhälle visar att
område 1 står för den absolut största andelen (65-90 %) av den årliga metalltransporten (bly,
kadmium, kobolt, koppar, krom, kvicksilver, nickel och zink) till Stormyrbäcken som mynnar
i Klintforsån ca 2 km nedströms provtagningspunkten. Om man jämför metalltransportern
från område 1 med beräkningar för Klintforsån 2003 (Vestermark och Persson 2004), visar
detta att tillförseln av bly, kadmium, krom och zink från område 1 utgör mellan 5-13 % av åns
mynningstransport av dessa metaller. Detta är mycket med tanke på områdets ringa storlek.
I jämförelse med de metallmängder som tillförs ån från den närliggande Tippen
(avrymningsmassor) är bidraget från område 1 förhållandevis litet. Någon form av behandling
av vattnet borde dock göras för att begränsa metalltillförseln till Klintforsån, särskilt med
tanke på att marken i området kan komma att läcka metaller under lång tid. Ett sätt skulle vara
att leda vattnet från område 1 via kalkningsstationen vid Tippen.
87
A
B
Figur 5.2. A) Bräddavloppet nordost om Boliden Mineral AB:s industriområde i Boliden och
B) det dike som leder vattnet vidare ner till provpunkten för dagvattenområde 1.
Transportberäkningarna för dagvattnet från den södra delen av samhället visar i sin tur att
dagvattnet bidrar med en stor del av Nymyrbäckens totala metalltransport till Bjurlidträsket.
Årstransporten av kadmium, krom, koppar, nickel och zink från dagvattnet utgör mellan 3056 % av bäckens totala transport av dessa metaller till sjön. Detta är mycket med tanke på att
dagvattenområdets yta endast uppgår till 18 % av bäckens avrinningsområde. Som jämförelse
kan nämnas att den årliga mängden koppar från södra delen av samhället utgör ca 15 % av
den beräknade mynningstransporten av koppar för Brubäcken 2003 (Vestermark och Persson
2004). För arsenik, bly, kadmium och zink är motsvarade andel mellan 1-2 %.
Andra vatten- och sedimentundersökningar inom detta projekt har dessutom visat att Nymyrbäckens vatten (inlopp 2, figur 3.5) och ytsedimentet i västra delen av Bjurlidträsket (punkt 2
och 3, figur 3.9) har en betydligt högre metallbelastning än i inloppen respektive ytsedimentet
i östra delen av sjön. Tillförseln av metaller via dagvattnet från samhället bedöms vara den
största orsaken till detta. Tillfället med inträngning av vatten från Gillervattnet 1985 bidrog
med onaturligt stor tillförsel av metaller till främst västra delen av Bjurlidträsket, vilket kan ha
en viss inverkan även idag. Skogsbruket i avrinningsområdet bedöms inte ha någon nämnvärd
betydelse för den höga belastningen på västra delen av Bjurlidträsket.
Att dagvattnets innehåll av koppar, men tidvis även av andra metaller, ligger över de
föreslagna gränshalterna för dagvattenutsläpp till mycket känsliga recipienter (vattendrag och
mindre sjöar) indikerar också att belastningen är betydande och att reningsåtgärder kan vara
nödvändiga för att begränsa metalltillförseln till Nymyrbäcken och Bjurlidträsket (Sweco
VBB VIAK 2001). Innan några reningsåtgärder görs bör dock flödesmätningar och
provtagningar genomföras i samtliga inlopp till sjön för att få en säkrare bild av den samlade
metallbelastningen på Bjurlidträsket och dagvattnets andel av denna.
88
6 REFERENSER
Andersson, G., 2003: Dagvattnets kvalitet i Skellefteå stad. Examensarbete inom miljö- och
hälsoskyddsprogrammet, 20 poäng, MH 2003:2. Umeå universitet.34 sidor.
Appelby, P.G., 2001: Chronostratigraphic techniques in recent sediments.
I Last, W.M. och Smol, J.P. (editors), 2001: Tracking environmental
change using lake sediments, Volume 1: Basin analysis, coring and
chronological techniques. Kluwer Academic Publishers. Dordrecht.
547 sidor.
Boliden Mineral AB, 2003: Miljörapport 2002 för Bolidenområdet.
Boliden Mineral AB, 2004: Miljörapport 2003 för Bolidenområdet – verksamheter i drift.
Boliden Mineral AB, 2005: Miljörapport 2004 för Bolidenområdet – verksamheter i drift.
Boliden Mineral AB, 2006: Miljörapport 2005 för Bolidenområdet – verksamheter i drift.
Brännström, F., 1985: Vattenförorening från Gillervattnet till Bjurlidensjön 1985.
(nedtecknade observationer samt muntligen meddelat)
Europeiska gemenskapernas kommission, 2001: Europeiska gemenskapernas officiella
tidning. Kommissionens förordning (EG) nr 466/2001 av den 8 mars med
ändringar. Hemsida: http://europa.eu/documents/eur-lex/index_sv.htm
2005-10-06.
Evjen, L., 1997: Dagvatten – förslag på LOD- och ED-anläggningar lämpliga för Piteå älvdals
sjukhus samt en undersökning av dagvattnet. Piteå.
Flett Research Ltd, 2005: Hemsida: http: www.flettresearch.ca 2005-10-17.
Government of British Columbia, 2005: Hemsida:
http://www.env.gov.bc.ca/wat/wq/BCguidelines/nitrogen/nitrogen.html#tab2
2005-10-03.
Granér, A., 2003: Naturvärdesutredning inför nytt sandmagasin. Granér Natur & Miljö.
Umeå. 35 sidor.
Greyerz, E. 2005: Koncentrationer av metaller och kvicksilver samt klorerade och bromerade
substanser i fisk från Västerbottens län år 2004. Analysrapport från
Riksmuseets Specialanalytiska Laboratorium, nr 2, 2005. Naturhistoriska
riksmuseet, gruppen för miljögiftsforskning. Stockholm. 6 sidor.
IVL Svenska miljöinstitutet AB, 2006: Hemsida: http://www.ivl.se/miljo/projekt/mossa/
2006-01-25.
Lindeström, L., 1989: Utredning angående förhållandena i och omkring Klintforsån,
Skellefteå kommun. Svenska miljöforskargruppen AB. 25 sidor.
Naturvårdsverket, 1986: Recipientkontroll vatten – Metodbeskrivningar del 1,
undersökningsmetoder för basprogram. Rapport 3108.
Naturvårdsverket. Solna. 190 sidor.
89
Naturvårdsverket, 1999: Bedömningsgrunder för miljökvalitet – sjöar och vattendrag.
Rapport 4913. Naturvårdsverkets förlag. Stockholm. 101 sidor.
Naturvårdsverket , 2002: Bedömningsgrunder för miljökvalitet – metodik för inventering av
förorenade områden. Rapport 4918. Naturvårdsverkets förlag. Stockholm.
150 sidor.
Norra Västerbotten, 1985: Reportage i Norra Västerbotten: ”Förbittring i Bjurliden –
Bolidenbolaget förstör vår sjö”, 1985-03-09 och ”Boliden lovar skärpa
bevakningen”, 1985-03-15.
Nordiska ministerrådet, 1995: Manual for the Nordic Countries – methods in use in ESB.
Nordic Environmental Specimen Banking. TemaNord 1995:543.
Ohlsson, S.-Å., 2005: Biogeokemiska kartan – arsenik, bly, kadmium, kobolt, koppar, krom,
kvicksilver, nickel och zink, Norra Västerbottenskusten, 22K-23L.
Sveriges geologiska undersökning K 31: 1, 2, 4-8, 10 och 15.
Palm, A., Furusjö, E., Ramberg, M. och Sternbeck, J., 2004: Miljögifter i Vänern –
Vilka ämnen bör vi undersöka och varför? Vänerns
vattenvårdsförbund, 2004 rapport 34/IVL Rapport B 1600. IVL Svenska
Miljöinstitutet AB. Stockholm. 38 sidor.
Rantalankila, M., 1995: Inventering av gruvavfall i Västerbotten. Examensarbete 1995:192 E
vid avdelningen för tillämpad geologi. Tekniska högskolan i Luleå.
85 sidor.
Rönnblom, E., 1999: Bakgrundsundersökning Maurliden. Examensarbete i naturgeografi D,
20 poäng, höstterminen 1999. Umeå universitet. 62 sidor.
Sternbeck, J. och Östlund, P., 1999: Nya metaller och metalloider i samhället. IVL Rapport
B 1332. IVL Svenska Miljöinstitutet AB. Stockholm. 144 sidor.
Sweco VBB VIAK, 2001: PM – gränshalter för dagvatten, 2001-10-19.
Sundell, J., 2000: Recipientkontroll vid Rönnskärsverken – tungmetaller i Lymnaea palustris.
Examensarbete i biologi, 20 poäng. Institutionen för utbildning i biologi,
miljö- och geovetenskap. Umeå universitet. 39 sidor.
Svenskt Vatten AB, 2004: Dimensionering av allmänna avloppsledningar.
Publikation P90. Stockholm.
Vestermark, L. och Persson, B-G., 2004: Samordnad recipientkontroll för Skellefteälven inom
Skellefteå kommun, utvärdering av vattenkemi 2002-2003. 26 sidor.
Öman, C., Malmberg, M. och Wolf-Watz, C., 2000: Handbok för lakvattenbedömning –
metodik för karakterisering av lakvatten från avfallsupplag. IVL rapport
B 1354. IVL Svenska miljöinstitutet. Stockholm. 100 sidor.
90
Skellefteå kommun, Bygg- och miljökontoret
Trädgårdsgatan 7, 931 85 Skellefteå
0910-73 50 00
91