Byfjorden: metallbelastning under årtionden och

UNIVERSITY OF GOTHENBURG
Department of Earth Sciences
Geovetarcentrum/Earth Science Centre
Byfjorden: metallbelastning
under årtionden och
miljöstatusbedömning
Wallace da Silva Gomes
ISSN 1400-3821
Mailing address
Geovetarcentrum
S 405 30 Göteborg
Address
Geovetarcentrum
Guldhedsgatan 5A
B822
Bachelor of Science thesis
Göteborg 2014
Telephone
031-786 19 56
Telefax
031-786 19 86
Geovetarcentrum
Göteborg University
S-405 30 Göteborg
SWEDEN
Sammanfattning
Byfjorden är en naturligt anoxisk tröskelfjord i Uddevalla kommun, drygt 80 km norr om Göteborg på
svenska västkusten. I Byfjorden finns muddertippningsplatser från muddringsarbeten i Uddevalla
hamn. Till fjorden gränsar ett industriområde norrut, ett naturreservat söderut, Bäveån österut samt
fjordsystemet genom Havstensfjorden västerut. Denna studie är en miljöstatusbedömning av en
station i Uddevalla hamn utifrån analyser av organiskt kol, kväve och 26 metaller från en 45 cm djup
sedimentkärna tagen i anslutning till hamnen. På platsen låg Uddevallavarvet som hade verksamhet
mellan 1946 och 1986. Miljöstatusbedömningen gjordes utifrån metallhalterna av Cr, Ni, Cu, Zn, As,
Cd, Hg och Pb, enligt det norska klassningssystemet. Ackumulationshastigheten har beräknats till
cirka 6 mm/år och sedimentet består mestadels av gyttjelera med i huvudsak terrestriskt organiskt
material. Den mest förorenade delen av sedimentkärnan återfinns i ett lager mellan 25 cm och 35 cm
djup. Lagret kan matchas med 1970-talet enligt en estimerad tidsskala och klassificeras med Mycket
dålig miljöstatus för spårmetallerna Cu (1133mg/kg TS) och Hg (3,11 mg/kg TS). Enligt det norska
klassningssystemet har detta intervall en halt som överstiger den högsta klassen för miljöstatusen
Mycket dålig, med 500 %. De yngsta, översta 10 cm av sedimentkärnan, som tolkats representera de
senaste decennierna (2000-2014), visar en Moderat miljöstatus för Cu (52 mg/kg TS), och de övriga
metallerna visar en miljöstatus mellan Bakgrund och God. Detta visar att miljöförhållandena i
Uddevalla hamn har genomgått en avsevärd förbättring under de senaste årtiondena.
Nyckelord: Byfjorden, metall, miljöstatus, årsvarviga lamineringar.
i
Resumo
Byfjorden é um fiorde com soleira, naturalmente anóxico, no município de Uddevalla, que fica
aproximadamente à 80 km ao norte de Gotemburgo na costa oeste da Suécia. No fiorde Byfjorden
existe uma estacão de deposição de resíduos originários da dragagem no porto de Uddevalla. O
fiorde é delimitado por uma região industrial ao norte, por uma reserva natural ao sul, pelo rio
Bäveån à leste e por um sistema de fiordes através do fiorde Havstensfjorden à oeste. Esse estudo é
uma avaliação do estado ambiental de uma estação no porto de Uddevalla à partir das análise de
carbono orgânico, nitrogênio e 26 metais de um testemunho de sedimento com 45 cm de
profundidade coletado nas proximidades do porto. No mesmo lugar existia o estaleiro Uddevalla que
esteve em atividade entre 1946 e 1986. Uma avaliação do estado ambiental do Byfjorden é feita à
partir da concentração dos metais Cr, Ni, Cu, Zn, As, Cd, Hg que são classificados de acordo com o
sistema de classificação norueguês. A velocidade de acumulação de sedimentos foi calculada em
torno de 6 mm/ano e o sedimento é composto em sua maior parte por solo humoso com
predominância de matéria orgânica de origem terrestre. A parte mais contaminada do testemunho
de sedimento está numa faixa entre 25 cm e 35 cm. de profundidade. Esse intervalo de sedimento
corresponde a década de 1970 de acordo com a escala do tempo estimada e é classificada com um
estado ambiental Muito ruim para os metais Cu (1133mg/kg PS) e Hg (3,11 mg/kg PS). De acordo
com o sistema de classificação norueguês esse intervalo tem uma concentração que ultrapassa 500%
a classe mais alta do estado ambiental Muito ruim. A parte mais jovem, os 10 centímetros superiores
do testemunho de sedimento, que são interpretados como representativos das última décadas
(2000-2014), mostram um estado ambiental Moderado para Cu (52 mg/kg PS), e os metais restantes
mostram um estado ambiental entre Fundo (”Background”) e Bom. Isso mostra que as condições
ambientais no porto de Uddevalla tem passado por melhoras marcantes nas últimas décadas.
Palavras chave: Byfjorden, metal, estado ambiental, laminações anuais
ii
Innehållsförteckning
Sammanfattning ....................................................................................................................................... i
Resumo .....................................................................................................................................................ii
Inledning .................................................................................................................................................. 1
Områdesbeskrivning................................................................................................................................ 1
Uddevalla och Byfjorden; industri- och sjöhistoria ............................................................................. 1
Byfjordens hydro- och bottendynamik ............................................................................................... 3
Orust- Tjörn fjordsystem ..................................................................................................................... 3
Tidigare studier........................................................................................................................................ 4
Syrgashistoria ...................................................................................................................................... 4
Organiskt kol (org. C) och totalt kväve (tot. N) ................................................................................... 5
Metaller och metalloid (Arsenik) ......................................................................................................... 5
Metallklassindelningar ........................................................................................................................ 6
Redoxförhållandet i sedimenten ......................................................................................................... 6
Material och metod ................................................................................................................................. 8
Fältarbete ............................................................................................................................................ 8
Sedimentröntgen................................................................................................................................. 8
Vattenhalt ............................................................................................................................................ 8
Organiskt kol och total kväveanalys .................................................................................................... 8
Elementanalys ..................................................................................................................................... 8
Datering ............................................................................................................................................... 9
Miljöstatus ........................................................................................................................................... 9
Resultat.................................................................................................................................................. 10
Litologisk beskrivning ........................................................................................................................ 10
Vattenhalt .......................................................................................................................................... 11
Korrelation av sedimentröntgen ....................................................................................................... 12
Analys av organiskt kol-, totalt kväve samt viktförhållandet mellan org. kol och tot. kväve............ 13
Metallanalys i sedimenten enligt det norska klassningssystemet .................................................... 14
53
Cr ..................................................................................................................................................... 14
60
Ni ..................................................................................................................................................... 14
65
Cu .................................................................................................................................................... 14
Metallanalys i sedimenten enligt det norska klassningssystemet .................................................... 15
66
Zn .................................................................................................................................................... 15
75
As .................................................................................................................................................... 15
111
Cd ................................................................................................................................................... 15
Metallanalys i sedimenten enligt det norska klassningssystemet .................................................... 16
201
Hg + 202Hg ....................................................................................................................................... 16
208
Pb ................................................................................................................................................... 16
Molförhållande mellan Klass A metaller och organiskt kol. .............................................................. 17
Molförhållande mellan Borderline metaller och organiskt kol. ........................................................ 18
Datering ............................................................................................................................................. 19
Diskussion .............................................................................................................................................. 22
Konklusion ............................................................................................................................................. 23
Tack........................................................................................................................................................ 23
Referenser ............................................................................................................................................. 24
Appendix................................................................................................................................................ 26
Inledning
Varje estuarium är unikt. Det som är gemensamt för alla estuarier är att de består av en älvdal eller
havsvik som fylls med havsvatten genom ett inlopp som kan vara begränsat av en sedimentbarriär
och sträcker sig så långt som det högsta tidvattnet kan nå (Fairbridge, 1980). Orust-Tjörn fjordsystem
är ett väldigt komplext estuarium som liknar en fjärd (Fairbridge, 1980). Byfjorden ligger i den
innersta delen av detta fjordsystem och karakteriseras av väldigt lugna bottenvattenförhållanden.
Den största sötvattentillförseln av fjordsystemet kommer från Bäveån som mynnar ut i Byfjorden.
Detta möte mellan hav och flod skapar ett dynamiskt ekosystem som utnyttjas av olika organismer
samt människor i olika processer. Estuarium är ett av de viktigaste områdena i ett globalt perspektiv,
och samtidigt de mest belastade. Analyser av sediment med hänsyn till organiskt kol och metaller
har använts sedan 1970-talet som ett verktyg för att analysera utbredning av föroreningar i marina
ekosystem (Arnerborg et al., 2012; Cato, 2006; Förstner, 1980).
Syftet med denna studie är att presentera en miljöstatusbedömning och miljöutveckling av Byfjorden
(Cato, 1986; 1992; 2006) utifrån en 45 cm lång sedimentkärna (BY13F) provtagen den elfte december
2013. Miljöstatus bedöms med analyser av:


Vattenhalt, röntgenbilder, ackumulationshastighet, och estimerad tidsskala;
Organiskt kol (org. C), totalt kväve (tot. N) och elementanalys av metalloid 75As och 25
metaller: 7Li, 24Mg, 27Al, 39K, 43Ca, 47Ti, 51V, 53Cr, 55Mn, 57Fe, 59Co, 60Ni, 65Cu, 66Zn, 88Sr, 95Mo,
111
Cd, 118Sn, 137Ba, 201Hg, 202Hg, 206/207Pb, 208Pb, 232Th, 238U;
Områdesbeskrivning
Uddevalla och Byfjorden; industri- och sjöhistoria
Eriksson och Klasson (1995) beskriver uppkomsten av industrier i Uddevalla från 1782 med
tunnbinderierna och invigningen av repslagarbanan. Det finns register över muddringsarbete i
Byfjorden i Tidningsarkivet som dateras från slutet av 1700-talet. Sveriges största mudderverk
opererade i norra hamnen på 1930-talet och andra mudderverk etablerade sig i Uddevalla mellan
1960- och 1980-talet (Eriksson & Klasson, 1995).Uddevallavarvet är den största industrin som funnits
i området, vilket ledde till en befolkningsökning i staden mellan åren 1946 och 1986, idag är
Uddevallas folkmängd av drygt 50000 personer. Uddevallavarvet låg vid hamnen i det nuvarande
industriområdet (fig. 1). Byggverksamhet tillsammans med tillverkning och utvinning av råvaror stod
år 2011 för drygt 15 % av arbetstillfällena i Uddevalla (Svenska Näringslivet, 2014).
1
Uddevalla
Stora Kärra Holme
Bäveån
Figur 1. Karta med placering av Byfjorden och Orust-Tjörn fjordsystem. Den svarta stjärnan visar
provtagningsplatsen.
Figura 1. Mapa com a localização do Byfjorden e do sistema de fiordes Orust-Tjörn. A estrela preta
mostra o local de coleta.
2
Byfjordens hydro- och bottendynamik
Byfjorden är lokaliserad nordöst om Orust och Tjörn i den innersta delen av fjordsystemet (fig. 1).
Den är en tröskelfjord 4 km lång i västlig – östlig riktning med en areal runt 6,2 km2 och 0,14 km3
vattenvolym (Hansson et al., 2012). Byfjordens medel- och max- djup är 23 m respektive 50 m,
medan tröskeln vid Sunningen är uppmuddrad till 14 m djup (Hansson et al., 2012). Tröskeln består
av en randmorän som deponerades cirka 11800 år B.P. mellan Bölling – Alleröd (Olausson, 1975).
Byfjorden ligger längst in i fjordsystemet och förses med sötvatten från Bäveån, Kärraån och
Bodeleån och tidvattnet uppskattas till 0,35 m (Björk et. al., 2000). Bäveån, med det största
avrinningsområdet på cirka 301 km2, visade en måttlig ekologisk status år 2009 (Ruist & Lagergren,
2010), medelutflödet är 8 m3. s-1 och (Hansson et al., 2012). Bottenvattnet har varit stillastående i ett
par tusen år, sedan bronsåldern, som en effekt av landhöjningen (Olausson, 1975). Den vertikala
omblandningen vid tröskeldjup varierar från några timmar till ett dygn och den laterala
omblandningen mellan en till två veckor (Hansson et al., 2012). Däremot sker djupvattenutbytet med
2-5 års mellanrum (Göransson & Svensson, 1975; Liungman et al., 2001) där saltare djupvatten från
fjordsystemet utanför rinner in vid Sunningen genom Havstensfjorden som årligen har
djupvattenutbyte (Hansson et al., 2012).
Orust- Tjörn fjordsystem
Orust- Tjörn fjordsystem utgörs av en skärgård avgränsande till ett fjordsystem öppen i båda ändarna
som är sammankopplat med grunda trösklar och fjordar med ett maximalt djup på 40 m till 60 m och
med 17 m medeldjup (Hansson et al., 2012). Orust är den största ön följt av Tjörn (fig. 1).
Havstensfjordens ytvatten visar en fasförskjutning i jämförelse med förhållandena på Skagerak –
Kattegatt på cirka en vecka när det gäller ett fullständigt vattenutbyte (Göransson & Svensson, 1975).
Hela avrinningsområdet kan uppskattas till cirka 24 m3. s-1, där Bäveån representerar en tredjedel
(Hansson et al., 2012). Ytvattnets nettocirkulation, med nordlig, motsols riktning, är vid Tjörn cirka
100 m3.s-1 i genomsnitt (Björk et al., 2000). Den intermediära vattenmassan är oförhindrad av
trösklar och utgörs av en blandning av lågsalint vatten från Östersjön från den nordliga Baltiska
strömmen och högsalint vatten från Skagerak, ~32‰ (Hansson et al., 2012). Det omblandade skiktet
har en karakteristisk salinitet mellan 20‰ och 24‰ (Hansson et al., 2012). Hela fjordsystemet är
starkt stratifierat och haloklinen ligger i tröskelnivån, mellan 10 – 18 m djup med två till tre
vattenmassor (Liungman et al., 2001).
3
Tidigare studier
Den första beskrivningen av Byfjordens dyiga botten kommer från Carl Linnæus i sin ”Wästegötaresa”:
”UDDEWALLA – FJÄLL låg rätt i wäster för Uddewalla stad af a 2 quarts längd; på et ställe war han så
grund, at han ej släppte fartyg, som woro öfwer 12 fot djupa. Innersta inloppet, eller innom hamnen,
där skeppen lågo, war Passagen så krokug och smal, at han på bägge sidor war utstakad med stänger,
såsom en smal wäg, utom hwilken båten stadigt fastnade på täta grunden.” (Linnæus 1747, 214)
Syrgashistoria
Data för syrehalten från 40 m djup och ytan i
Byfjorden (SMHI, 2014) användes för att
identifiera djupvattenutbyten (fig. 2).
Djupvattenutbytet beror på olika faktorer
och sker med 2-5 års intervall mellan vintervår (Göransson & Svensson, 1975; Liungman
et al., 2001). Det är djupvattenutbytet som
syresätter
bottenvattnet.
Med
en
syrgashistoria från SMHI (SMHI 2014) kan
sådana händelser av djupvattenutbyte
belysas.
I Byfjorden pågick BOX – projektet (Marine
System Analysis Group, u.å.) för att artificiellt
sänka bottenvattnets täthet genom att
pumpa ytvatten ner till 35 m djup och på
detta sätt underlätta inflödet av syrerikt
vatten från fjordsystemet utanför, från
Havstensfjorden. Under projektet pumpades
56 x 106 m3 ytvatten under 307 dagar mellan
2010 och 2011. Man lyckades registrera två
ofullständiga inflödet 2010 följt av ett
fullständigt
djupvattenutbyte
2012
(Naturvårdsverket, 2012).
Figur 2. Syrehaltdata hämtad från SMHI från 1963 till 2014, från ytan till 40 m djup. Den rosa linjen
visar syrehaltgräns för makrofauna vid 2ml/L.
Figura 2. Concentracão de oxigênio coletada da SMHI de 1963 até 2014, da superfície e de 40 m de
profundiade. A linha rosa mostra o limite de concentracão de oxigênio necessário para macrofauna
de 2 ml/L.
4
Organiskt kol (org. C) och totalt kväve (tot. N)
Organiskt material är generellt den viktigaste bäraren av metaller som sedimenterar på havsbotten
medan mineralpartiklar är viktigast för Fe och Al (Burdige, 2006). Mineralisering av organiskt material
har stort inflytande på diagenesens cykel av spårmetaller. Primärproduktionens cykler följer efter
årstidsvariationer som återspeglas i sedimentprofilen genom bildning av årsvarviga lamineringar som
bevaras på grund av den anoxiska miljön i Byfjorden. Halten av organiskt kol används för att
normalisera metallhalter och därmed gör det möjligt att jämföra föroreningsgrad oberoende av
mängden organiskt kol som sedimenteras på platsen, på det sättet räknas metallhalten fram per
enhet kol. Förhållandet mellan kol och kväve gör det möjligt att spekulera kring ursprunget av det
organiska materialet och dess ålder (Cato, 1990).
Organiskt material med maritimt ursprung är rikt på proteiner och kväve medan organiskt material
med terrestriskt ursprung är rikt på cellulosa och är kvävefattigt (Cato, 1992). Cato (1986)
presenterar resultat från Göteborgs skärgård där organiskt material med maritimt ursprung har
kvoten runt 5 och organiskt material med terrestriskt ursprung har kvoten runt 14-15. Cato (2006)
presenterar resultaten från ett kontrollprogram åren 1990, 1995 och 2000 i Byfjorden; den organiska
kolhalten varierar mellan 23,0 – 37,1 (g/kg TS), totalkväve varierar mellan 2,0 – 5,2 (g/kg TS) och
kvoten mellan kol och kväve (viktförhållandet) varierar mellan 7,1 – 11,4.
Åldern av det organiska materialet kan också jämföras genom sedimentprofil i en sedimentkärna.
Kväve frigörs snabbare än kol vid nedbrytning och mineralisering av organiskt material (Cato, 1986,
1990, 2006). Det betyder att förhållandet mellan organiskt kol och kväve blir högre ju äldre
sedimentet blir. Om kvoten mellan kol och kväve inte ändras, innebär det frånvaro av nedbrytning.
Metaller och metalloid (Arsenik)
Metaller och metalloider klassificeras som tungmetaller i en rad vetenskapliga artiklar, men
begreppet ”tungmetall” har aldrig definierats enligt IUPAC (Duffus, 2002), ordet finns inte i "IUPAC´s
Compendium of Chemical Terminology – the Gold Book” (2014) . Duffus (2002) listar runt 50 olika
definitioner för ordet ”tungmetall”. Olika källor använder olika definitioner för ordet baserat på
metallens densitet, atomvikt, atomnummer eller toxicitet, som i sin tur kan vara missledande eller
oanvändbar fakta.
Metaller kan härstamma från: geologisk vittring, industrier, förbränning av fossila bränslen,
tillverkning av cement och tegel, utlakning från tippningsplatser eller från andra förbrukningar av
metallföreningar (Wittmann & Förstner, 1975). Metallföreningar förs in i marina ekosystem genom
avloppsvatten, atmosfäriskt nedfall eller direkt från någon av tidigare nämnda källor.
Metalltoxicitet varierar mellan levande organismer, livscykler, exponeringsgrad och klassificeras som
toxisk när den orsakar en försämring av de livsnödvändiga biologiska processerna (Mason & Jenkins,
1995). Runt sjutton metaller är viktiga för funktionaliteten av en rad fysiologiska processer och kan
klassificeras som makronäringsämnen (Na, K, Ca och Mg), när de är nödvändiga i stora
koncentrationer som till exempel i kroppsvätskor för att katalysera kemiosmotisk och
elektrofysiologisk processer (Mason & Jenkins, 1995). Eller mikronäringsämne (As, Cr, Co, Cu, Fe, Mn,
Mo, Ni, Se, Si, Sn, V och Zn) när de är nödvändiga i spår (0,001 till 1 mmol kg-1 våt vikt) eller ultraspår
(<1µmol kg-1 våt vikt) koncentrationer för mer specifika funktioner i cellen (Mason & Jenkins, 1995).
Även metaller som är nödvändiga för att upprätthålla livet kan orsaka en försämring vid brist på dem,
5
eller om de överskrider en vis dos (Mason & Jenkins, 1995). Andra metaller som Ag, Au, Cd, Hg och
Pb är icke nödvändiga men finns lättillgängliga i miljön på grund av deras abundans och användning i
industriella processer (Mason & Jenkins, 1995)
Metalljoner agerar som centralatomer, den som acceptera elektronerna (katjon), och binder sig till
ligander som anjoner (till exempel: CI-, OH-, CH 3COO-) eller oladdade molekyler för att bilda
komplexa
bindningar
av
metalljon-ligander
(Nieboer
&
Richardson,
1980).
En klassindelning baserad på metallernas affiniteter till en viss grupp av ligander klassificerar
metallerna som Klass A metaller, Borderline eller Klass B metaller (Nieboer & Richardson, 1980)
Metallklassindelningar
Metalltoxicitet visar en signifikant korrelation med den kemiska reaktiviteten av metaller som i sin
tur styrs av fysikalisk-kemiska lagar (Mason Jenkins, 1995). En metallklassindelning baserad på
fysikalisk-kemiska egenskaper och metallens bindningspreferenser, underlättar att tolka metallens
fördelning i sedimenten och skapar en översiktsbild av miljöriskerna.
Nieboer och Richardson (1980) klassificerar metallerna som Klass A, Borderline eller Klass B baserat
på deras bindningsegenskaper för metalljon-ligander och empiriska termodynamiska data. Klass A
metaller visar tendens till jonbindningar medan Klass B metaller har benägenhet till kovalenta
bindningar (Nieboer & Richardson, 1980). Borderline metaller visar egenskaper av båda grupper och
är intermediära mellan Klass A och Klass B, med en skarp gräns mot Klass A metaller och en otydlig
gräns mot Klass B metaller (Nieboer & Richardson, 1980).
Klass A metalljoner har hög affinitet till O>P>N>S. De bildar jonbindningar och är därför lättrörliga i
sedimenten om de är upplösta (Mason & Jenkins, 1995).

7
Li+ < 39K+ <
1980);
43
Ca2+ < 88Sr2+ <
137
Ba2+ < 24Mg2+ < 232Th3+ < 238U3+ <27Al3+ (Nieboer & Richardson,
Borderline metalljoner har 1 till 9 yttre skal i deras d-orbitalen. De kan graderas från klass A till klass
B beroende av deras polariserbarhet och oxidationstal (Mason & Jenkins, 1995).

55
Mn2+, 4+, 7+ < 51V5+ < 66Zn2+ < 47Ti4+ < 53Cr3+ < 57Fe(III) < 60Ni2+ < 118Sn4+ < 57Fe(II) <
< 111Cd2+ < 65Cu2+ < 118Sn2+< 208Pb2+ (Nieboer & Richardson, 1980);
59
Co2+ < 75As3+
Klass B metalljoner har hög affinitet till S>N>P>O. De grundämnena har 10 till 12 yttre skalelektroner
i deras d-orbital (Mason & Jenkins, 1995).

65
Cu+ < 201Hg, 202Hg < 208Pb4+ (Nieboer & Richardson, 1980);
Molybden (95Mo) har ingen klassifikation enligt denna fördelning.
Redoxförhållandet i sedimenten
Fördelning av metalljoner i sediment kan ändras i takt med de kemiska reaktioner som sker i
sedimentprofilen. Därför är det viktigt att förstå de redox- reaktionerna kopplade till
mineraliseringen av organiskt material. Dessa är de viktigaste metalljonbärarna (Elderfield &
Hepworth, 1975).
6
Det organiska materialet som sedimenterar i havsbotten reagerar med havsvatten på väg ner och
anrikas av partiklar tack vare sina adhesiva egenskaper (agerar som en ickepolariserad ligand). Det
första tillskottet av organiskt material bryts ner av mikroorganismer, bakterier m.m. och
mineraliseras enligt den tidiga diagenesen. Bakterier, alger, flagellater, ciliater, andra protister och
virus kan utsöndra biofilmer (Munn, 2011) som ökar tätheten och sedimentationshastigheten, som är
intensiv även vid turbulenta tillstånd (Olausson, 1975). Den biogena delen som når havsbotten
mineraliseras av bentiska organismer som använder tillgängligt oxidationsmedel för att bryta ner det
organiska materialet.
Redoxförhållandet i sedimenten kan ändras från oxisk till anoxisk och påverka den kemiska
jämvikten, då de katalyserar reaktionen i motsatt riktning. De flesta reaktionerna associerade med
spårmetallcykeln är heterogena, vilket betyder att produkterna är i olika faser. Förändring i jämvikten
tillsammans med en fasförändring orsakar en fasförskjutning, eftersom de reaktionerna har olika
hastigheter mellan upptagandet av ett ämne eller utsläpp. Detta orsakar en ackumulering av metaller
i porvattnet (Burdige, 2006).
Vid oxiska förhållanden är syre och nitrat de mest energirika oxideringsmedlen och förbrukas snabbt
vid stagnationsperioder.
Aerobisk respiration:
C6H12O6 + 6O2 -> 6CO2 + 6H2O
Denitrifikation:
5C6H12O6 + 24NO3- -> 12N2 + 24HCO3- + 6CO2 + 18H2O
Mn– och Fe- redoxcykeln har en stor vikt för diagenesen och djuputbredningen av andra spårmetaller
genom aggregering med Cu, Ni, Zn, Cd, Mo och Co (Burdige, 2006). Denna aggregeringsfas
underlättas på grund av den höga bindningskapaciteten hos Mn-Fe oxider och Metall-sulfider
(Burdige, 2006). Metallsulfider som till exempel järn-monosulfider och pyrite har stor inverkan i en
estuariummiljö som Byfjorden. Detta på grund av överflödet av sulfat och järn i havsvattnet (Burdige,
2006) och berggrundsvittringen som tillförs Byfjorden från avrinningsområdet.
Manganesereduktion:
C6H12O6 + 18CO2 + 6H2O + 12δ-MnO2 -> 12Mn2+ + 24HCO3-
Järnreduktion:
C6H12O6 + FeOOH -> CO2 + Fe2+
Bakterier använder sulfat som oxidationsmedel i anoxiska marina sediment för mineralisering av
organiskt material. Vidare bildar sulfatreduktion sulfid som är viktig för järncykeln och utfällningen av
spårmetallerna som är aggregerade i järnet genom bildning av Fe-sulfider (Burdige, 2006). Sulfat
finns i överskott i havsvatten och är det dominerande oxidationsmedlet i Byfjorden (Olausson, 1975).
Bildning av metangas genom methanogenesis är också möjligt om det finns överskott av organiskt
material.
Sulfatreduktion:
2C6H12O6 + 6SO42- -> 6H2S + 12HCO3-
Methanogenesis:
2C6H12O6 -> 6CH4 + 6CO2
7
Material och metod
Fältarbete
Provtagning utfördes den elfte december 2013 ombord på forskningsfartyget r/v Skagerrak vid
positionen 58° 20,729 N; 11° 53,508 Ö. Först gjordes en visuell inspektion med ett gravitationslod
kajakhämtare i närheten av det gamla varvet. Proverna från station BY13F hämtades med en
hydrostatiskt dämpad Maxi Multipel corer, utrustad med 8 plexiglas rör som får ostörda prover med
intakt överyta, samt supernatant vatten från 45 m djup. Forskningsfartyget var utrustat med en CTD
(Conductivity, temperature, depth) modell Seabird SBE, som registrerade data för djup, temperatur,
salinitet, syrehalt och Chl(a).
Sedimentröntgen
Alla kärnor från den valda stationen röntgades med en bärbar röntgenapparat Andrex BV (Arnerborg
et. al., 2012) och filmen framkallades ombord med mörkrumsteknik. Efter en kvalitetskontroll valdes
den lämpligaste sedimentkärnan ut och skivades upp vertikalt med en centimeters intervall och lades
i 45 plastburkar. Förändringar i färg, lukt, bioturbationstecken, skal av levande organismer samt
textur av sedimenten antecknades för kärnan BY13J som är en parallell kärna till BY13F.
Kärna BY13F analyseras i denna studie medan kärna BY13J analyserades vid ett tidigare moment
under kursen Maringeologi. Sedimentröntgen har använts för att korrelera parallella kärnor och
identifiera möjliga diskontinuiteter i sedimentprofil.
Vattenhalt
Efter skivning, placerades proverna i polyetenplastburkar som sedan frystes ner. Vägning skedde av
de nedfrysta proverna, som frystorkades och vägdes igen för att få fram vattenhalt. Vattenhalten
analyserades för att spåra möjliga förändringar i sedimentsammansättningen eller störningar i
ackumulationen.
Organiskt kol och total kväveanalys
Från de frystorkade proverna valdes 20 av 45 ut. Dessa skakades om i polyetenplastburkarna och från
det totala provet samlades ett par gram för att homogeniseras, genom sönderdelning i en
agatmortel. Efter homogeniseringen vägdes 15 – 30 mg per prov in i tennkapslar, i en Cahn C-30
mikrovåg. Därefter lämnades proverna öppet i tennkapslar i en atmosfär av saltsyra (HCl) under 48
timmar för att ta bort oorganiskt kol som finns i form av kalciumkarbonat, från till exempel skal av
organismer. Efter det placerades tennkapslarna i silverkapslar för att sedan analyseras i en kalibrerad
element analyzer Carlo Erba NA1500. Resultatet redovisas i procent och kvoten mellan kol och kväve
är i viktförhållande.
Elementanalys
Från de frystorkade proverna valdes ut 20 av 45; skakades i polyetenplastburkarna och från samtliga
prover samlades ett par gram in. Dessa homogeniserades genom sönderdelning i en agatmortel.
Efter homogeniseringen vägdes 1 gram in i en analysvåg och hälldes i en uppslutningsflaska
tillsammans med 20 ml salpetersyra 7M inför kokning i 120°C autoklav, enligt SS 028183
(Naturvårdsverket, 2009). Efter kokning samlades 0,5 ml av supernatanten in och späddes 50
gånger inför ICPMS (Induktivt kopplad plasma masspektrometri) som utfördes i Geovetarcentrum vid
Göteborgs universitet.
8
Datering
Sedimentkärnan dateras med hjälp av tidsmarkörer i form av register från tippning av muddermassa
(1974/1976 och 1978/1979), den högsta koncentration av metaller med antropogena ursprung från
1970-talet, beräkning av årsvarviga lamineringar och användning av kvoten mellan Pb206/Pb207 som
refererar till förbjudet av blyadbensin 1995.
Elementanalys av bly genom kvoten mellan Pb206 och Pb207används som en indirekt metod för
datering av kärna BY13F. Metoden är användbar i Sverige på grund av användning av blybensin efter
andra världskriget. Detta var den största källan av bly till atmosfären fram till 1995, då blybensin
förbjöds. Bly i blybensin kommer från Australien som visar en kvot mellan 1,04 till <1,17 medan
naturligt bly från Sverige har kvoten högre än 1,2 (Bindler et al., 2001).
Miljöstatus
För att klassificera sedimenten används det norska klassningssystemet för havsvatten och sediment
baserad på toxiska effekter i organismsamhällen (STF, 2007). Klassindelningar kommer att skrivas på
norska vidare i texten: Bakgrunn, backgrundsnivå; God, inga toxiska effekter; Moderat, kroniska
effekter vid långtidsexponering; Dårlig, akuta toxiska effekter vid korttidsexponering; Svaert dårlig,
omfattande akuta toxiska effekter. Resultaten i denna studie är ej representativ för hela fjorden
baserad på den klassindelningen.
Figur 3. Norska riktlinjer baserade på toxicitetseffekter i organismsamhällen (STF, 2007).
Figura 3. Diretrizes norueguesas com base em efeitos tóxicos em comunidades bióticas (STF,
2007).
9
Resultat
Litologisk beskrivning
Djup(cm)
Sedimentkärnan BY13F´s översta 35 cm är laminerad med växlande årsvarviga lamineringar och
bioturberade delar. De översta centimetrarna visar bioturbationstecken medan intervallet mellan 5
cm djup och 25 cm visar årsvarviga lamineringar. Sedimentintervallet mellan 25 cm djup och 30 cm
djup vissa svaga lamineringar. Lamineringen vid intervallet mellan 30 cm djup och 35 cm, visar tecken
på fysiska störningar och de djupaste 10 cm från 35 cm till 45 cm djup består av stålgrå, fast och
homogen sediment.
Sedimentytan, från
skivning av den parallella
kärnan BY13J, beskrivs
som: oxiderad, fläckig med
bioturbationstecken
(maskgångar). Sedimentet
består av gyttjelera.
I röntgen vid 8 cm djup
finns en vit rand som är
starkare än de andra
närliggande vita
reflekterade strålarna.
Sedimenttexturen är
homogen från 7 cm till 19
cm, helt svart med
svaveldoft. Jordart är
gyttjelera.
Mellan 20 cm och 25 cm är
sedimentet ljusare med
skalfragment, grus och
ingen lukt.
Mellan 19 cm och 35 cm är
jordarten sandig gyttjelera.
Från 35 cm neråt till 45 cm
Figur 4. Röntgenbild av sedimentprofilen från kärna BY13F
med litologisk beskrivning.
Figur 6. Sedimentytan med
supernatant vatten.
Figura 6. Superfície do sedimento
com água supernatant.
Figur 5. Sedimentytan sedd från
ovan.
Figura 4. Raio X do perfil do sedimento do testemunho BY13F Figura 5. Sedimento superficial
visto de cima.
e descrição litológica.
10
Vattenhalt
Sedimenten visade ett tunt ytskikt av oxiderat lös sediment medan de första 35 cm av
sedimentkärnan visade tydliga lamineringar. De understa 10 centimetrarna av sedimentkärna bestod
av ett fastare homogent sediment.
Djup(cm)
Sedimentytan från BY13F har en
vattenhalt 90,5 % som minskar till
80 % vid 3 cm. Sedan håller den
sig konstant till 8 cm.
Mellan 8 cm och 9 cm minskar
vattenhalten nästan 2 % och ökar
2 % igen till 80 % vid 10 cm.
Vid 10 cm börjar vattenhalten
minska gradvis 5 % tills 75 % vid
23 cm.
Mellan 23 cm och 25 cm minskar
vattenhalten 5 % tills 70 %. Mellan
25 cm och 29 cm ökar
vattenhalten 3 % från 70 % till 73
%.
Den minskar från 73 % vid 29 cm
till 70 % vid 33,5 cm.
Vid 35,5 cm finns den minsta
vattenhalten runt 68 % och ökar
till 70 % vid 40 cm.
Från 40 cm är vattenhalten 70 %
och håller sig konstant tills 45 cm.
Figur 7. Sedimentprov från
Multipel corer.
Figur 8. Vattenhaltprofil från kärna BY13F och analysen av
vattenhalten
Figure 7. Amostra de
Figura 8. Perfil de teor de água do testemunho BY13F e análise do teor
sedimento do Multipel corer. de água.
11
Korrelation av sedimentröntgen
Djup(cm)
Sedimentkärna BY13F analyseras i denna studie medan sedimentkärna BY13J analyserades vid ett
tidigare moment under kursen Maringeologi. Sedimentröntgen av sedimentkärnor BY13 C, E som
hämtades med en Kajakhämtare och sedimentröntgen från sedimentkärnor BY13 F, J samlades med
en Multipel corer har använts för att jämföra lamineringar och identifiera möjliga diskontinuiteter i
sedimentprofilen och kunna använda anteckningar som gjordes för sedimentkärna BY13J och inte för
sedimentkärna BY13F. Sedimentintervallet med mellan 25 cm djup och 30 cm djup kunde identifieras
i alla 4 sedimentröntgen. Ett laminerat lager från 30 cm djup neråt är kortare vid sedimentkärnan
BY13F som analyserades i studien.
Figur 9. Korrelation mellan sedimentkärnorna BY13C, BY13E hämtade med en
sedimentprovtagare Kajakhämtare, samt sedimentkärnor BY13F och BY13J hämtade med
en Multipel corer. Den röda rektangeln visar ett gemensamt lager vid 30 cm djup och de
röda sträckorna visar en laminerad sekvens.
Figura 9. Correlacão entre os testemunhos BY13C, BY13E coletados com um coletor de
sedimentos Kajak e os testemunhos BY13F, BY13J coletados com um Multipel corer. O
retângulo vermelho mostra um intervalo em comum em aos 30 cm dde profundidade os
traços vermelhos mostram uma sequência de laminações anuais.
12
Analys av organiskt kol-, totalt kväve samt viktförhållandet mellan
org. kol och tot. kväve
Den organiska kolhalten varierar mellan 1 % och 4 % med 3 % genomsnitt. Total kvävehalt varierar
mellan 0,1 % och 0,3 % med genomsnitt 0,23 %. Viktförhållandet mellan org. kol och tot. kväve
varierar mellan 11 och 15 med 13 genomsnitt. Den högsta koncentrationen av org. kol (3,97 %) och
tot. kväve (0,31 %) finns på toppen av kärnan medan viktförhållandet är det lägsta vid toppen
(11,19). Kol – och kvävehalten minskar med djupet medan viktförhållandet ökar till sitt högsta värde
(14,44) vid 9,5 cm djup. Samma nedåtgående trend återfinns mellan 9,5 cm och 26,5 cm medan
viktförhållandet ökar. Vid 26,5 cm djup hittas den lägsta kol – (1,2 %) och kvävehalten (0,1 %). Från
28,5 cm till 44,5 cm djup finns en växande trend av organiskt kol och tot. Kväve, dock med en
nedåtgående trend i viktförhållande.
org. C (%)
Djup (cm)
1
2
3
tot. N (%)
4
0,1
0,2
0,3
org. C / tot. N
0,4
10 11 12 13 14 15
0
0
0
5
5
5
10
10
10
15
15
15
20
20
20
25
25
25
30
30
30
35
35
35
40
40
40
45
45
45
Figur 10. Sedimentprofil med organisk kolhalt, totalkvävehalt, och viktförhållandet mellan
organiskt kol och totalt kväve.
Figura 10. Perfil do sedimento com as concentrações de carbono orgânico, nitrogênio total, e o
coeficiente entre carbono orgânico e nitrogênio total.
13
Metallanalys i sedimenten enligt det norska klassningssystemet
53
Cr: Kromhalt varierar mellan 32 och 56 mg/kg TS med 45 mg/kg TS genomsnitt. Alla mätningar
visar ”Bakgrunn” miljöstatus enligt det norska klassningssystemet.
60
Ni: Nickelhalt varierar mellan 19 och 32 mg/kg TS med 27 mg/kg TS genomsnitt. Två mätningar
runt 25 cm djup visar ”God” miljöstatus medan alla andra mätningar visar ”Bakgrunn” miljöstatus
enligt det norska klassningssystemet.
Cu: Kopparhalt varierar mellan 26 och 1133 mg/kg TS med 166 mg/kg TS genomsnitt. Tre
mätningar från 28,5 cm djup till 32,5 cm visar ”Svært dårlig” miljöstatus. Åtta mätningar visar
”Dårlig” miljöstatus varav sju mellan 10 cm djup och 26,5 cm och en vid 34,5 cm djup. En mätning vid
3,5 cm djup visar ”Moderat” miljöstatus. Fem mätningar visar ”God” miljöstatus, tre i de översta 10
cm och två mellan 35 cm djup och 40 cm. Tre mätningar mellan 40 cm djup och 45 cm visar
”Bakgrunn” miljöstatus enligt det norska klassningssystemet.
65
Djup(cm)
0
53Cr(mg/kg TS)
20
40
60
60Ni(mg/kg TS)
80
0
10
20
30
40
65Cu(mg/kgTS)
50
0
55
110 220 1150
0
0
0
5
5
5
10
10
10
15
15
15
20
20
20
25
25
25
30
30
30
35
35
35
40
40
40
45
45
45
Figur 11. Resultat från elementanalys av krom, nickel och koppar. Kopparprofilen har en bruten
skala i x-axeln på grund av hög koncentration. Klassindelningen är färgad enligt STF (2007) (fig.3).
Figura 11. Resultado da análise dos elementos cromo, níquel e cobre. O perfil do cobre tem uma
escala quebrada no eixo x por causa de altas concentracões. A classificação é colorida de acordo
com STF (2007) (fig.3).
14
Metallanalys i sedimenten enligt det norska klassningssystemet
66
Zn: Zinkhalt varierar mellan 109 och 670 mg/kg TS med 245 mg/kg TS genomsnitt. En mätning vid
28,5 cm djup visar ”Dårlig” miljöstatus och en vid 30,5 cm djup visar ”Moderat” miljöstatus. Elva
mätningar från ytan till 26,5 cm och en vid 32,5 cm djup visar ”God” miljöstatus. Sex mätningar
mellan 34,5 cm djup och 45 cm visar ”Bakgrunn” miljöstatus enligt det norska klassningssystemet.
75
As: Arsenikhalten varierar mellan 7 och 24 mg/kg TS med 13 mg/kg TS. Det yttersta prov och två
mätningar runt 30 cm djup visar ”God” miljöstatus. Alla andra mätningar visar ”Bakgrunn”
miljöstatus enligt det norska klassningssystemet.
Cd: Kadmiumhalt varierar mellan 0,3 och 1,2 mg/kg TS med 0,6 mg/kg TS genomsnitt. Alla
mätningar visar ”God” miljöstatus enligt det norska klassningssystemet.
111
Djup (cm)
0
66Zn(mg/kg TS)
75As(mg/kg TS)
150 300 450 600
0
111Cd(mg/kg TS)
10 20 30 40 50
0,0 0,5 1,0 1,5 2,0 2,5
0
0
0
5
5
5
10
10
10
15
15
15
20
20
20
25
25
25
30
30
30
35
35
35
40
40
40
45
45
45
Figur 12. Resultat från elementanalys av zink, arsenik och kadmium. Klassindelningen är färgad
enligt STF (2007) (fig.3).
Figura 12. Resultado da análise dos elementos zinco, arsênio e cádmio. A classificação é colorida de
acordo com STF (2007) (fig.3).
15
Metallanalys i sedimenten enligt det norska klassningssystemet
201
Hg +
202
Hg: kvicksilverhalt varierar mellan 0,01 och 3,11 mg/kg TS med 0,73 mg/kg TS
genomsnitt. Tio mätningar från ytan till 15 cm djup samt mellan 40 cm djup och 45 cm är icke
spårbar. Två mätningar runt 30 cm djup visar ”Svært dårlig” miljöstatus. En mätning vid 32,5 cm djup
visar ”Dårlig” miljöstatus. En mätning vid 34,5 cm djup visar ”God” miljöstatus. Fem mätningar från
15 cm djup till 26,5 cm och en vid 36,5 cm djup visar ”Bakgrunn” miljöstatus enligt det norska
klassningssystemet.
Pb: blyhalten varierar mellan 15 och 327 mg/kg TS med 60 mg/kg TS genomsnitt. Tre mätningar
runt 30 cm djup visar ”Dårlig” miljöstatus. Nio mätningar varav två runt 5 cm djup och sju mellan 10
cm djup och 26,5 cm visar ”God” miljöstatus. Den yttersta mätningen visar ”Bakgrunn” miljöstatus
208
201+202Hg(mg/kg TS)
Djup(cm)
0
0,15
0,60
208Pb(mg/kg TS)
3,50
0
30
60
100 330
0
0
5
5
10
10
15
15
20
20
25
25
30
30
35
35
40
40
45
45
Figur 13. Resultat från elementanalys av kvicksilver och bly. Kvicksilver och bly profilerna har
brutna skalor i x-axel på grund av höga koncentrationer. Klassindelningen är färgad enligt STF
(2007) (fig.3).
Figura 13. Resultado da análise dos elementos mercúrio e chumbo. Os perfis de mercúrio e chumbo
tem uma escala quebrada no eixo x por caus de altas concentracões. A classificação é colorida de
acordo com STF (2007) (fig.3).
16
samt vid 10 cm djup och mellan 34,5 cm djup och 45 cm.
Molförhållande mellan Klass A metaller och organiskt kol.
Hierarkisk fördelning med avtagande Klass A karaktär: 7Li+ < 39K+ <
232
Th3+ < 238U3+ <27Al3+
43
Ca2+ < 88Sr2+ <
137
Ba2+ < 24Mg2+ <
Klass A metaller visar en ökande anrikning mot organiskt kol från botten av sedimentkärnan vid 45
cm djup fram till 27 cm djup, med undantag för uran som visar en minskning fram till 30 cm djup för
att sen visa sitt högsta molförhållande vid 27 cm djup. Alla Klass A metaller visar det högsta
molförhållandet mot organiskt kol vid 27 cm djup. Från 27 cm djup uppåt mot ytan sker en minskning
i molförhållandet för alla Klass A metaller. Kalcium visar en lite mer sågartad profil i de översta 27 cm.
Kalcium och strontium visar en minskning följt av en skarp ökning i de översta 5 cm av
sedimentkärnan.
Djup(cm)
0
5
10
15
20
25
30
35
40
45
Figur 14. Molförhållande mellan Klass A metaller och organiskt kol samt en etikett med det högsta
förhållandet mellan dem.
Figura 14. Coeficiente molar entre os metais Classe A e o carbono orgânico juntamente com uma
etiqueta mostrando o maior coeficiente entre eles.
17
Molförhållande mellan Borderline metaller och organiskt kol.
Hierarkisk fördelning av Borderline metaller med avtagande Klass A karaktär och ökande Klass B
karaktär: 55Mn2+, 4+, 7+ < 51V5+ < 66Zn2+ < 47Ti4+ < 53Cr3+ < 57Fe(III) < 60Ni2+ < 118Sn4+ < 57Fe(II) < 59Co2+ < 75As3+
< 111Cd2+ < 65Cu2+ < 118Sn2+< 208Pb2+
Djup(cm)
Borderline metaller visar en ökande anrikning mot kol från botten av sedimentkärnan uppåt fram till
30 cm djup för zink, kadmium, tenn och bly medan de andra Borderline metaller visar en ökande
trend uppåt till 27 cm djup. Från de gränserna vid 27 cm djup och 30 cm djup minskar
molförhållandet mellan Borderline metaller och organiskt kol uppåt mot ytan med undantag för
arsenik som visar en ökning i molförhållandet vid de översta 5 cm av sedimentkärnan.
0
5
10
15
20
25
30
35
40
45
Figur 15. Molförhållande mellan Borderline metaller och organiskt kol samt ett etikett med det
högsta förhållandet mellan dem.
Figura 15. Coeficiente molar entre os metais Borderline e o carbono orgânico juntamente com uma
etiqueta mostrando o maior coeficiente entre eles.
18
Molförhållande mellan Klass B metaller och organiskt kol.

65
Cu+ < 201Hg, 202Hg < 208Pb4+
Klass B metaller visar en koncentrerad djuputbredning i ett lager från 25 cm djup ner till 35 cm djup
med högsta molförhållandet vid 30 cm djup.
.
Djup(cm)
0
5
10
15
20
25
30
35
40
45
Figur 16. Molförhållande mellan Klass B metaller och organiskt kol samt en etikett med det högsta
förhållandet mellan dem.
Figura 16. Coeficiente molar entre os metais Classe B e o carbono orgânico juntamente com uma
etiqueta mostrando o maior coeficiente entre eles.
19
Datering
Stora tippningar av muddermassa åren 1974 och 1976 finns registrerade i röntgenbilder från
Axelsson (2002) och är välkända från ”Projekt 73”. Under åren skedde stora muddringar i Byfjorden
för att förnya varvet, och samtidigt költäcktes kolossaltankern Nanny med dödsvikten 499 000 ton år
1977 (Hermansson, u.å.). Efter de stora muddringarna 1974/1976, skedde en ny tippning som finns i
ett register utdraget från det statliga Naturvårdsverket som bekräftar tippningen av 35000 m3
förorenad muddermassa i närheten av Stora Kärra holmen (se fig. 1) runt åren 1978-1979. En
översiktlig räkning av årsvarviga lamineringar används tillsammans med de tidsmarkörerna för
muddrings och tippningsarbete 1974/1976 och 1978/1979 (fig. 18).
Figur 17. Register av ansökan till muddertippning i Byfjorden 1978/1979.
Figura 17. Registro de pedido para despejo de materiais extraídos de dragagem no Byfjorden
1978/1979.
En analys av de normaliserade Klass B metaller visar att den största anrikningen av Klass B metaller
mot organiskt kol finns vid 30 cm djup och denna höga anrikningsgrad kan härstamma från de höga
utsläppen av föroreningar under 1970-talet, till följd av en skarp minskning efter strängare lagar för
utsläpp av föroreningar i miljön. För att kunna räkna de årsvarviga lamineringar, ritades röda linjer
för varje årsvarviga sedimentlager i sedimentröntgen med etiketter för tidsmarkörer som kunde
identifieras (fig. 19).
Blyad bensin förbjöds 1995 i bilbensin och används idag i flygbensin. Bilbensin innehöll bly från
Australien som har en kvot mellan Pb206/Pb207 runt 1,04 som är lägre än den naturliga halten i
Sverige som är cirka 1,2 eller högre (Baird & Cann, 2012; Bindler et al., 2001). De översta 17 cm av
sedimentkärnan visar en Pb206/Pb207 kvot högre än 1,2 (fig. 20). Det tyder på att de översta 17 cm
deponerades från 1995 tills idag. De tio djupaste centimetrarna visar också en kvot högre än 1,17,
men detta sedimentintervall kan inte dateras med de indirekta metoder som används i denna studie.
För beräkning av ackumulationshastighet och indirekt datering används gränsen vid 16,5 cm djup där
kvoten överstiger 1,2 för 1995 och ökning av metallhalter vid 27 cm som 1970-talet.
Ackumulationshastighet för de översta 165 mm av sedimentkärnan kan beräknas på följande sätt:
165(mm)/(2014-1995)(år) = 165(mm)/19(år) = 8,7mm/år.
Ackumulationshastighet för sedimentintervallet mellan 27 cm djup och 16,5 cm djup kan beräknas på
följande
sätt:
(270 -165)mm / (1995-1970)år = 4,2mm/år.
Ackumulationshastighet för de översta 27 cm av sedimentkärnan kan beräknas på följande sätt:
270(mm) / (2014-1970)år = 6,1mm/år.
20
1970talet
Djup(cm)
0
5
2010-talet
10
2000-talet
15
1990-talet
20
1980-talet
78/79
74/76
25
30
35
40
45
Figur 18. Sedimentröntgen med röda linjer som markerar årsvarviga lamineringar tillsammans med
tidsmarkörer 74/76 och 78/79 för muddertippning.
Figur 19. Molförhållandet mellan Klass B metaller och organiskt kol med gröna linjen som visar
uppskattningen av 1970-talet i den estimerad tidsskala.
Figur 20. Sedimentprofil med kvoten mellan Pb206/Pb207, den horisontella gröna linjen som visar
året då blyad bensin förbjöds i Sverige och vertikala gröna linjen visar värdet 1,17 för att kunna
urskilja bly med Australienskt ursprung från den naturliga bakgrunden i Sverige som är runt 1,2.
Figura 18. Raio-X do testemunho com linhas vermelhas marcando laminações anuais junto com os
marcadores de despejo de materiais extraídos de dragagem em 74/76 e 78/79.
Perfil 19. Coeficiente molar entre os metais Classe B e o carbono orgânico com a linha verde
mostrando a estimativa da décade de 1970 na escalda do tempo.
Figura 20. Perfil do sedimento com o coeficiente entre Pb206/Pb207, a linha verde horizontal
mostra o ano em que a gasolina chumbada foi proibida na Suécia e a linha verde vertical mostra o
valor 1,17 para poder diferenciar o chumbo de origem australiana do chumbo de origem natural de
fundo na Suécia que é ~1,2.
21
Diskussion
Undersökningen av sedimentkärnan BY13F ger bra insikt kring de risker som området är utsatt för.
De djupaste 10 centimetrarna från Byfjorden mellan 35 cm djup och 45 cm består av sediment
material med okänt ursprung som är omplacerade i sedimentsekvensen.
Den största faran analyserat utifrån sedimentkärnan BY13F är ett 10 cm tjockt lager med djup mellan
25 cm och 35 cm. Den perioden sammanträffar med Uddevallas expansion när Uddevallavarvet var i
bruk och karakteriseras av en anoxisk period med drygt 10 år utan ett fullständigt djupvattenutbyte
fram till 1970-talet (fig. 2). Det ökade utsläppet av föroreningar utan miljökontroll nådde sin topp på
1970–talet runt 30 cm djup. Zink, kadmium, tenn, bly, koppar och kvicksilver visar sin högsta
anrikningsgrad vid 30 cm djup- 1970 talet med "Dårlig"-"Svært dårlig” miljöstatus . Lagret påvisar
stora hälsorisker för ekosystemet i dess helhet, i det fall det skulle spridas vidare till andra känsliga
delar av fjordsystemet. Av de åtta metaller som undersökts i denna studie visar koppar, zink,
kvicksilver och bly störst kontaminationsrisk enligt det norska klassningssystemet.
Koppar används som träskyddsmedel för till exempel bryggor och andra marina anläggningar och
även som bekämpningsmedel (kopparsulfat) (Baird & Cann, 2012). Kopparsmältningen är också en
stor bidragande faktor till halten av koppar i den marina miljön (Baird & Cann, 2012).
Zink såsom bly, och koppar kan härstamma från smältverket och det största bidraget kommer från
punktkällor som har minskat sedan 1970-talet efter strängare miljökontroll (Baird & Cann, 2012).
Kvicksilver kan återfinnas i hundratals användningsområden som till exempel i dental amalgam samt
vid utvinning av silver och guld m.m.. Elementärt kvicksilver användes i strömbytare, bromsar,
batterier m.m. för bilar byggda innan år 2000 och används än idag i lysrörslampor (Baird & Cann,
2012). Kvicksilverånga är mycket farligt för människan, eftersom de fria atomerna lätt kan spridas
genom blodflödet och skada hjärnan (Baird & Cann, 2012). I industriskala används kvicksilver i
kloralkaliindustrin där en viss andel släpps ut i luft och vatten (Baird & Cann, 2012). Vidare kan vissa
naturliga cykler, som exempelvis löpeldar, också vara orsaker till kvicksilverhalten i området.
Generellt genereras omkring en tredjedel av det totala kvicksilverutsläppet genom de naturliga
cyklerna (Baird & Cann, 2012). Resten kommer från punktkällor som kraftverk och återvinning av
äldre nedfall från antropogena källor (Baird & Cann, 2012). Användning av kvicksilver i pappersbruk
industri (Arnerborg et al., 2012) kan också ligga bakom misstänkta punktkällor.
Bly används till exempel i ammunition, vattenledningar, glasyrer, pigment, bilbatterier, blyad bensin
m.m. I tidningen Varvet och Vi (1962) finns en artikeln av en läkare som uppmärksammat de risker
som finns för blyförgiftning vid användning av mönja som rostskyddsmedel. Mönja användes i stora
skalor under en lång period på Uddevallavarvet vilket kan ha bidragit till höga blyhalter i Byfjorden.
Intervallet mellan 25 cm djup och 5 cm visar en avtagande trend i molförhållande mot kol som tyder
på diffusion från de nedersta delarna av kärnan och uppåt tillsammans med nysedimenterade
föroreningar.
De översta 5 centimetrarna av sedimentkärnan är oxiderade med bioturbationstecken efter
djupvatteninflödet år 2012, som orsakats indirekt av BOX – projektet. Projektet innebar att ytvatten
pumpades till 35 m djup i Byfjorden mellan åren 2010 och 2011. Djupvatteninflödet möjliggjorde
etableringen av bentiska makrofaunor som blandade om sedimenten. Dessa bidrog i sin tur till
22
utsläppen av metaller i sedimenten genom bioturbation (Burdige, 2006; Naturvårdsverket, 2012). De
yttersta mätningarna visar i sin tur en ökning i metall/organiskt kol molförhållandet av Järn (Fe),
Arsenik (As), Strontium (Sr), Kalcium (Ca) och Magnesium (Mg). Syrehalten visar en avtagande
koncentration under de sista åren, då det är Mn – Fe oxider som använts som oxidationsmedel och
de aggregerade metallerna släppts ut. Arsenik går över ”Bakgrunn” gräns och visar ”God” miljöstatus
vid ytan.
Arsenik med antropogent ursprung kan härstamma från pesticider, gruvarbete, smältning av malm,
produktion av järn och stål, förbränning av fossilt bränsle och från förgiftat grundvatten (Barind &
Cann, 2012).
En mer detaljerade studie med datainsamling i Uddevalla anknuten till förorenad mark bör göras
tillsammans med flera provtagningar för att kunna spåra ursprunget och spridningen av de
förorenade sedimenten.
Konklusion
Byfjordens yngsta sediment vid provtagningsplatsen BY13F uppvisar en miljöstatus, med avseende på
metallinnehåll, motsvarande ”Bakgrunn” till ”God” miljöstatus enligt det norska klassningssystemet.
De mest förorenade sedimentlagren återfinns mellan cirka 20 cm och 35 cm djup. Här varierar
föroreningshalterna mellan ”God” och ” Mycket dålig” miljöstatus enligt det norska
klassningssystemet. Byfjorden, vid Uddevalla hamn, har en hög ackumulationshastighet, cirka 6
mm/år, vilket underlättat övertäckningen av de förorenade lagren och minskat dess spridning från
platsen. Beräkningsmodeller kan samtidigt avslöja hastigheten av de processer som styr diffusionen
och även ligga till grund för riskprognoser, med vilka man kan förhindra en försämring av
miljöstatusen.
Tack
Först och främst vill jag tacka Kjell Nordberg som har skapat goda förutsättningar för möjliggörandet
av detta arbete, alla goda råd från Ardo Robijn, och Johan Hogmalm för de kemiska analyserna. Tack
till examinatorn Lennart Bornmalm och Lina Södergren för textgranskningen. Sist men inte minst
besättningen på r/v Skagerrak för provtagningen.
23
Referenser
Arneborg, L. B., L.; Björk, G.; Cato, I.; Nordberg, K. & Robijn, A. (2012). Sannäsfjorden - en studie av
hydrografisk, bottendynamisk och miljökemisk status. Gothenburg, Sweden, Göteborgs Universitet:
57.
Axelsson, V. (2002). "Monitoring sedimentation by radiographic core-to-core correlation." Geo-Mar
Lett: 9.
Baird, C. C., M. (2012). Environmental Chemistry. New York, W. H. Freeman and Company.
Bendz, D. E. A. E. F. (2009). Metoder för haltbestämning av huvud- och spårelement och PAH i jord
och avfall. Naturvårdsverket, Statens geotekniska institut: 49.
Bindler, R. B., M.-L. & Renberg, I. (2001). "Using the historical atmospheric lead-deposition record as
a chronological marker in sediment deposits in Europe." The Holocene 11,5: 511-516.
Björk, G. L., O. & Rydberg, L. (2000). "Net Circulation and Salinity Variations in an Open-Ended
Swedish Fjord System." Estuarina Research Federation Vol. 23, No. 3: 367-380.
Burdige, D. J. (2006). Geochemistry of Marine Sediments. United States of America, Princeton
University Press.
Cato, I. (1986). Sediments belastning av tungmetaller och närsalter i Göteborgs skärgård 1982, samt
förändringar efter 1966. Göteborg: 95.
Cato, I. (1992). Sedimentundersökningar längs Bohuskusten 1990 - Göteborgs och Bohus läns
kustvattenkontroll. Uppsalla, Sverige, Göteborgs och Bohus läns Vattenvårsförbund: 100.
Cato, I. (2006). Miljökvalitet och trender i sediment och biota utmed Bohuskusten 2000/2001 - en
rapport från sju kontrollprogram. Uddevalla, Sverige, Sveriges geologiska undersökning 489.
Chemistry, I. U. o. P. a. A. (2014). Compendium of chemical Terminology Gold Book, IUPAC.
Duffus, J. H. (2002). ""Heavy Metals" - A Meaningless Term?" Pure and Applied Chemistry 74(No. 5):
793-807.
Elderfield, H. H. (1975). "Diagenesis, Metals and Pollution in Estuaries." Marine Pollution Bulletin
Volume 6/ Number 6: 85-87.
Eriksson, U. G. o. K., G. (1995). Historien om Uddevalla. Uddevalla, Bohuslän`5.
Fairbridge, R. W. (1980). The Estuary: Its Definition and Geodynamic Cycle. Chemistry and
Biogeochemistry of Estuaries. E. O. a. I. Cato. Northern Ireland, John Wiley & Sons: 1-35.
Förstner, U. (1980). Inorganic Pollutants, Particularly Heavy Metals in Estuaries. Chemistry and
Biogeochemistry of Estuaries. E. O. a. I. Cato. Northern Ireland, John Wiley & Sons: 307-348.
Giseus, D. A. (1962). Mönja och blyförgiftning. Varvet och Vi. Uddevalla, Uddevallavarvets
personaltidning. 4: 28.
24
Group, M. S. A. (u.å.). "Baltic Deepwater Oxygenation (BOX)." Retrieved 2014-06-10.
Göransson, C.-G. S., T. (1975). Byfjorden: Vattenomsättning. Göteborg, Sverige, Instituitionen för
vattenbyggnad Chalmers Tekniska Högskola: 152.
Hansson D.; Liljebladh, B. S., A. (2012). "Modelling the Orust fjord system on the Swedish west
coast." Journal of Marine Systems 113-114: 29-41.
Hermansson, J. Uddevalla- sjöfartsstad sedan århundraden: 52.
Linnæus, C. (1747). Wästgöta-resa. Uppsalla, Almqvist & Wikselis Boktryckeri-A. -B.: 314.
Liungman, O. R., L. & Göransson, C.- G. (2001). "Modelling and Observations of Deep Water Renewal
and Entrainment in a Swedish Sill Fjord." Journal of Physical Oceanography 31: 3401-34020.
Mason, A. Z. a. J., K. D. (1995). Metal Detoxification in Aquatic Organisms. Metal Speciation and
Bioavailability in Aquatic Systems. A. T. a. D. R. Turner. England, John Wiley & Sons Ltd: 479-608.
Munn, C. (2011). Marine Microbiology, Ecology and applications. United State of America, Garland
Science, Taylor & Francis Group.
Naturvårdsverket (2009). "Ryktvärden för förorenade Mark, Modellbeskrivning och vägledning." 272.
Naturvårdsverket (2012). Artificiell syresättning av Östersjöns djupbottnar genom syrepumpning.
Sverige: 52.
Nieboer, E. R., D. H. S. (1980). "The replacement of the nondescript term "heavy metals" by a
biologically and chemically significant classification of metal ions." Environmental Pollution: 3-26.
Näringslivet, S. (2014). "Arbetstillfällen efter näringsämne (2011)." Retrieved 2014-05-29, 2014.
Olausson, E. (1975). Byfjorden: sediment, sedimentation och geokemi. Statens Naturvårdsverket,
Maringeologiska laboratoriet: 30.
Ruist, E. L., R. (2010). Från bäck till vik. Västra Götalands Län, Länsstyrelsen i Västra Götalands län,
vattenvårdsenheten: 82.
SMHI,
S.
M.
a.
H.
I.
http://www.smhi.se/klimatdata/oceanografi/Havsmiljodata.
(2014).
Havsmiljödata.
STF (2007). Revidering av klassifisering av metaller og organiske miljøgifter i vann og sedimenter.
Veileder for klassifisering av miljøgifter i vann og sediment (TA-2229/2007), Statens forureninstilsyn,
Norwegian Pollution Control Authority. 2229: 12.
Wittmann, G. T. W. a. F., U. (1975). "Metal Enrichment of Sediment in Inland Waters - The
Hartbeespoort Dam." Water SA 1(No. 2).
25
Appendix
Tabell 1. Vattenhalten, invägt torrsubstans, organiskt kolhalt, totalt kvävehalt och kvoten mellan
organiskt kol och totalt kväve.
NIVÅ VATTENHALT INVÄGT ORG C
TOT N
C/N
(cm) (%)
(g)
(%) AV TORRSUB.
(%) AV TORRSUB.
ORG C/ TOT N
linjal
d= 0,01g d= [-1,194% ; +1,128%] d=[-0,324% ; +0,336%]
0,5
90,5
6,42
3,47
0,31
11,19
1,5
83,1
13,06
2,5
80,3
15,39
3,5
81,7
15,76
3,97
0,31
12,81
4,5
81,6
14,12
5,5
81,5
17,51
6,5
81,4
14,16
3,19
0,25
12,76
7,5
81,5
13,86
8,5
79,4
15,84
9,5
78,7
16,86
2,6
0,18
14,44
10,5
80,2
15,45
11,5
80,8
17,24
3,19
0,25
12,76
12,5
79,6
15,8
13,5
80,0
16,29
14,5
79,4
17,88
3,23
0,26
12,42
15,5
78,5
18,31
16,5
78,0
18,16
17,5
78,6
17,58
3,07
0,23
13,35
18,5
77,5
20,18
19,5
77,3
17,7
20,5
76,5
21,09
2,8
0,21
13,33
21,5
75,6
21,54
22,5
74,7
21,12
2,46
0,18
13,67
23,5
72,1
26,64
24,5
71,7
23,84
1,91
0,14
13,64
25,5
70,3
27,41
26,5
70,9
22,26
1,2
0,1
12,00
27,5
71,3
29,6
28,5
72,7
22,07
2,86
0,2
14,30
29,5
72,0
20,63
30,5
71,1
26,1
3,11
0,23
13,52
31,5
70,6
25,45
32,5
70,2
26,35
3,03
0,23
13,17
33,5
70,4
28,35
34,5
69,3
26,57
3,25
0,25
13,00
35,5
67,9
29,7
36,5
68,2
25,83
3,13
0,24
13,04
37,5
69,2
28,73
38,5
70,4
23,93
3,32
0,26
12,77
39,5
71,1
22,68
40,5
69,9
29,69
3,42
0,25
13,68
41,5
69,5
28,4
42,5
69,9
29,54
3,49
0,27
12,93
43,5
69,4
29,1
44,5
69,5
25,63
3,51
0,27
13,00
26
Tabell 2. Metallkoncentrationer per torrsubstans.
NIVÅ "Li / 7"
"Mg / 24" "Al / 27" "K / 39"
"Ca / 43" "Ti / 47" "V / 51"
"Cr / 53" "Mn / 55" "Fe / 57"
(cm) (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) (mg/kg TS)
0,5
17,93 14441,55 13138,51
5340,27 10796,02
1404,72
55,24
32,08
312,99 38156,13
3,5
29,93 11853,86 18640,97
5383,92
6808,15
1881,16
64,99
43,16
368,68 35428,81
6,5
23,02 11062,51 16793,42
4938,30 11295,79
1733,12
56,94
39,89
397,45 36489,77
9,5
23,05
9455,31 16721,84
4373,56
8444,97
1552,01
50,97
35,72
352,48 34134,12
11,5
23,25 10999,30 17241,66
5264,11 13005,63
1846,05
62,23
43,88
459,59 41010,54
14,5
31,63 11563,25 18883,11
5548,44 13642,12
1936,55
63,80
45,19
471,77 42861,40
17,5
30,87 11265,96 19125,19
5566,62 10893,79
2019,11
69,21
52,32
473,66 45167,94
20,5
30,38 10917,29 18696,74
5401,50 11172,61
2009,02
68,86
54,05
443,53 43546,13
22,5
32,32 12245,80 19553,45
5609,98
8215,92
2099,97
69,46
54,23
478,93 42397,04
24,5
33,88 13083,34 (mg/kg TS)
5766,56 11539,53
2245,90
67,00
56,19
544,20 44863,71
26,5
34,50 12681,16 21115,14
6346,62
7115,66
2347,02
63,77
47,89
518,12 45126,23
28,5
24,73 10080,55 17434,55
5026,18 11999,23
1897,10
60,01
50,75
430,20 47680,63
30,5
22,06
9333,87 16011,22
4651,91 11556,26
1841,33
59,55
53,24
433,23 45933,50
32,5
24,88
9878,89 17147,43
5072,57
8218,07
1997,20
66,12
45,52
519,97 47051,70
34,5
28,10
9898,77 17780,90
5356,32
6568,05
2082,79
72,26
40,46
546,28 45820,91
36,5
30,04 10385,40 18756,59
5580,12
6360,76
2148,07
71,04
40,16
556,09 45690,47
38,5
31,35 11055,06 19351,35
5853,85
6895,34
2224,22
76,30
40,96
575,01 46933,13
40,5
28,61 10105,94 17951,77
5462,62
6500,51
2104,73
73,90
39,28
543,52 45025,66
42,5
31,33 11046,55 19545,59
5879,16
6852,10
2235,85
76,81
41,49
588,81 47616,30
44,5
29,81 10380,89 18194,28
5485,69
6675,81
2172,51
75,84
39,91
542,85 45757,52
Tabell 3. Metallkoncentrationer per torrsubstans.
NIVÅ
(cm)
"Co / 59" "Ni / 60" "Cu / 65" "Zn / 66"
"As / 75" "Sr / 88" "Mo / 95" "Cd / 111" "Sn / 118"
"Ba / 137"
(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) (mg/kg TS)
0,5
8,73
18,96
35,13
174,06
22,31
145,26
2,74
0,28
0,00
75,74
3,5
13,98
25,70
52,09
273,95
12,89
75,58
22,10
0,53
0,00
78,67
6,5
12,86
24,04
49,14
298,05
9,49
88,75
25,28
0,50
0,00
71,68
9,5
11,53
20,47
36,68
162,16
7,39
74,47
13,26
0,39
0,00
69,48
11,5
13,88
26,85
55,41
298,38
10,64
91,33
30,77
0,59
0,00
83,51
14,5
14,50
26,26
60,39
240,64
11,98
98,52
30,62
0,73
0,00
86,47
17,5
15,52
28,69
95,71
275,81
14,41
83,92
29,98
0,81
0,01
98,00
20,5
14,13
28,92
101,34
269,38
12,34
80,42
18,95
0,73
0,00
104,38
22,5
14,32
29,89
114,03
292,10
11,66
67,97
12,75
0,69
0,00
106,59
24,5
15,18
32,31
92,06
274,00
11,56
71,14
12,41
0,56
0,00
109,72
26,5
15,27
32,32
144,50
193,86
12,65
59,98
6,91
0,41
0,00
114,81
28,5
15,02
28,72
730,96
669,81
21,03
81,76
23,48
1,18
0,01
163,33
30,5
14,11
28,03
1133,19
505,55
24,22
76,41
32,11
1,07
0,01
193,55
32,5
14,15
27,04
396,23
266,50
16,80
65,10
34,89
0,66
0,00
125,23
34,5
13,14
26,22
64,55
126,35
11,97
60,94
47,87
0,39
0,00
89,15
36,5
13,16
26,03
40,86
118,64
11,91
61,58
46,15
0,39
0,00
89,51
38,5
13,80
27,37
31,82
115,88
11,41
66,33
72,85
0,48
0,00
90,93
40,5
13,16
26,29
27,82
112,67
10,39
60,98
75,21
0,46
0,00
86,69
42,5
14,14
27,71
25,89
114,46
11,16
65,63
82,36
0,49
0,00
92,65
44,5
13,61
27,51
26,43
108,92
10,66
64,69
65,92
0,45
0,00
89,82
27
Tabell 4. Metallkoncentrationer per torrsubstans.
NIVÅ
(cm)
"Hg / 201" "Hg / 202" "Pb / 208" "Th / 232" "U / 238"
(mg/kg TS) (mg/kg TS) (mg/kg TS) (mg/kg TS) (mg/kg TS)
0,5
-0,02
-0,03
25,90
0,06
2,83
3,5
-0,02
-0,02
33,18
0,09
5,73
6,5
-0,01
-0,02
31,72
0,08
4,52
9,5
-0,02
-0,03
26,38
0,08
3,95
11,5
-0,01
-0,02
36,78
0,09
5,01
14,5
0,00
-0,02
42,17
0,09
5,58
17,5
0,01
0,00
51,74
0,09
5,11
20,5
0,01
0,00
51,05
0,09
5,18
22,5
0,03
0,02
56,38
0,10
4,79
24,5
0,04
0,03
53,54
0,11
5,18
26,5
0,03
0,02
39,51
0,11
4,71
28,5
1,13
1,13
224,93
0,09
4,13
30,5
1,57
1,54
327,56
0,08
4,35
32,5
0,76
0,75
104,89
0,09
5,71
34,5
0,10
0,08
23,47
0,10
6,99
36,5
0,04
0,03
20,12
0,10
7,01
38,5
-0,01
-0,02
15,25
0,10
8,55
40,5
-0,04
-0,05
16,97
0,10
8,67
42,5
-0,04
-0,05
15,25
0,11
9,20
44,5
-0,04
-0,05
15,05
0,10
8,08
28