Create successful ePaper yourself
Turn your PDF publications into a flip-book with our unique Google optimized e-Paper software.
UNIVERSITY OF GOTHENBURG<br />
Department of Earth Sciences<br />
Geovetarcentrum/Earth Science Centre<br />
Sannäsfjorden – en studie av hydrografisk,<br />
bottendynamisk och miljökemisk status<br />
Båtupptagningsplatsen i Sannäs Foto Charlotte Nordberg Backelin<br />
Kjell Nordberg, Lennart Bornmalm,<br />
Ingemar Cato, Lars Arneborg,<br />
Göran Björk & Ardo Robijn<br />
Omslagsbild: R/V Skagerak vid ångbåtsbryggan i Sannäs. Foto Eva Lantz<br />
ISSN 1400-383X C95<br />
Rapport<br />
Göteborg 2012<br />
Mailing address Address Telephone Telefax Geovetarcentrum<br />
Geovetarcentrum Geovetarcentrum 031-786 19 56 031-786 19 86 Göteborg University<br />
S 405 30 Göteborg Guldhedsgatan 5A S-405 30 Göteborg<br />
SWEDEN
Sammanfattning<br />
Föreliggande studie är en första del<strong>rapport</strong> som producerats inom Sannäsprojektet i<br />
Kosterhavet, standard för miljöanpassat båtupptag. Projektet är indelat i tre delar där vi<br />
kombinerar 1. Uppbyggande och installation av en reningsanläggning för avspolning av<br />
bottenmålade fritidsbåtar, 2. Utbildning av båtupptagningspersonal från marinor och miljö-<br />
och hamnansvariga inom kommuner, 3. En inledande och uppföljande miljökontroll av<br />
Sannäsfjorden.<br />
Här redovisas enbart den vetenskapliga delen (3).<br />
Den vetenskapliga miljöanalysen omfattar hydrografiska/oceanografiska förhållanden och<br />
miljögifter i sedimenten. Syftet med dessa studier är att kartlägga förekomsten och<br />
koncentrationer av föroreningsämnen i fjorden, spåra föroreningskällor och belägga<br />
spridningsmönster. Slutsatser dras om miljöförhållandena, om möjliga åtgärder och framtida<br />
strategier för fritidsbåtar och hållbart nyttjande av skärgårdsmiljön. Undersökningarna<br />
startade sommaren 2008 och kommer att avslutas med en uppföljande provtagningskampanj i<br />
september 2012.<br />
Resultaten av de oceanografiska mätningarna visar att vattnet i Sannäsfjorden med sin grunda<br />
tröskel, är skiktat på ett sätt som gör att cirkulationen är mycket begränsad och att<br />
sedimentpartiklar med tungmetaller och organiska miljögifter stannar kvar och ackumuleras<br />
på bottnarna inne i fjorden. Föroreningarna kulminerar i fjordens djupbassäng varefter<br />
halterna avtar utåt i fjorden mot Kosterhavet. Den kraftigaste ökningen sker i anslutning <strong>till</strong><br />
Sannäs samhälle och hamn, vilket pekar ut samhället som den viktigaste punktkällan i fjorden.<br />
Annorlunda fördelade är emellertid de mycket hälsofarliga polyaromatiska kolföreningarna<br />
(PAH), vilka bildas vid förbränning av främst fossila bränslen. Här är halterna låga längst in i<br />
fjorden, halterna ökar signifikant vid Sannäs samhälle, för att sedan gradvis öka ytterligare<br />
utåt i fjorden. Också här är källan tydlig, motorbåtstrafiken med avgasutsläpp i vattnet.<br />
Båttrafiken ökar kumulativt utåt i fjorden och det totala antalet båtar är störst vid<br />
fjordmynningen och lägst i antal i den allra innersta delen av fjorden.<br />
Upptäckten av svår syrebrist under sommar och höst på både djupa och grunda bottnar i<br />
fjorden liksom spår av detta i sedimenten, vittnar om ökad gödning av fjorden under de<br />
senaste 20 åren. Den enda ökning av gödande utsläpp under de senaste årtiondena som kan<br />
beläggas är den starkt ökande båttrafiken under sommarsäsongen. Det finns en trolig koppling<br />
mellan ökande avgasutsläpp i vattnet, övergödning, ökad alg<strong>till</strong>växt, syrebrist under<br />
sommaren och försurning av vattenmassorna.<br />
Halterna av vissa tungmetaller och organiska miljögifter är förvånansvärt höga i fjorden, både<br />
höga och mycket höga halter enligt Naturvårdsverkets klassningssystem. Föroreningarna<br />
förekommer i höga halter trots avsaknad av allvarliga utsläpp från industri eller annan urban<br />
verksamhet. Fjordens naturliga fysiska förhållanden och egenskaper, befintliga utsläpp från<br />
jordbruksmark och aktiviteter i Sannäs samhälle, samt sedimentationsförhållanden i<br />
kombination med en stor motoriserad fritidsbåtsflotta och hög sommaraktivitet på fjorden kan<br />
förklara huvuddelen av föroreningsmönstret. Här bidrar förstås också de självpolerande,<br />
giftiga antifaulingfärgerna, med en stor andel importerade norska båtbottenfärger <strong>till</strong><br />
belastningen av fjorden.<br />
De preliminära resultaten antyder att nya strategier behöver <strong>till</strong>ämpas vid i framtidens<br />
fritidsbåtspolicy både på kommunal och på regional nivå.<br />
i
Abstract<br />
The Sannäs Fjord project deals with developing a Swedish standard for a winter boat-storage<br />
facility designed to collect and dispose of environmentally toxic materials, such as bottom<br />
paint, that might be released to the environment during cleaning and storage. The project was<br />
initiated in the summer of 2008.<br />
The project is divided into three parts;<br />
1. We have constructed a modern purification plant at the Sannäs boat-storage plant for taking<br />
care of and disposing environmentally toxic materials, such as bottom paint, that are<br />
generated when the boats are cleaned with high-pressure hoses in the autumn. This plant is<br />
intended to function as a demonstration and education plant.<br />
2. All instruction in the theoretical and practical operation of the plant has been given for free<br />
to environmental and public-health inspectors, and to employees at marinas and yacht clubs<br />
along the Swedish coastline, including lake Vänern. In order to achieve as much awareness as<br />
possible about the project, there was a protracted effort to spread information regarding the<br />
facility throughout the region.<br />
3. A series of scientific, environmental analyses have been carried out, including<br />
investigations of the fjord sediments (before environmental control) and hydrographical and<br />
oceanographic investigations (stratification, currents, circulation, and residence time of watermasses)<br />
along the entire fjord. In addition, the environmental effects will be followed-up by<br />
similar sediment investigations in 2012.<br />
In this report, we present the preliminary results from the scientific part of the project.<br />
The scientific environmental analysis includes hydrographic / oceanographic conditions and<br />
contaminants in the fjord sediments. The purpose of these studies is to identify the presence<br />
and concentration of pollutants, indentify pollution sources and distribution patterns related to<br />
maritime activities that occur in the fjord. Conclusions are drawn about the environment,<br />
about possible responses and future strategies for boat regulations, as well as concerning the<br />
sustainable use of the innermost and most vulnerable coastal environments. Results from the<br />
oceanographic measurements show that the Sannäs Fjord is stratified in three layers, which<br />
are due to the presence of a sill and which limits the water exchange and allows sediment and<br />
pollutants to accumulate and stay in the fjord.<br />
Heavy metals and organic contaminants accumulate along the entire fjord but culminate in the<br />
deep fjord basin. Outside the sill area, the content of contaminants decreases, suggesting that<br />
the fjord functions as a sediment trap. Generally, the most significant increase of pollutants<br />
was observed nearby Sannäs village and in the harbour area, which suggests that the village<br />
most likely is the main source of pollution in the fjord. Distributed differently, are the<br />
polyaromatic carbon compounds (PAHs), which are formed during burning of fossil fuels.<br />
Here, too, the concentrations increase significantly close to Sannäs, and then gradually<br />
increase further out in the fjord. The maximum values were observed in the outermost part of<br />
the fjord. Here the source of pollution is clearly motorboat emissions in the water. Boat traffic<br />
increases gradually outwards in the fjord where the total number of boats is greatest at the<br />
mouth of the fjord and the lowest number in the innermost part of the fjord.<br />
The discovery of severe oxygen depletion in late summer and autumn in both deep and<br />
shallow waters of the fjord, seen also in the sediments, is indicative of increased fertilization<br />
of the fjord during the last c. 20 years. The only new addition of nutrient enrichment in the<br />
area may be the result of the dramatic increase of boat traffic during the summer season.<br />
There is a probable link between rising exhaust discharges in the water, eutrophication,<br />
increased algal growth, oxygen depletion and acidification of the water masses.<br />
The concentrations of both heavy metals and organic pollutants are surprisingly high in the<br />
fjord. High to very high levels, according to the EPA classification system occur despite the<br />
ii
absence of serious pollution from industrial or other urban activities. The fjords’ natural<br />
physical conditions and characteristics, human activities in the Sannäs village, and<br />
sedimentation in combination with the large motorized leisure fleet and high summer activity<br />
on the fjord can explain most of the pollution pattern.<br />
The results suggest that new policies and strategies should be applied in the future at both the<br />
local and regional level.<br />
iii
Innehållsförteckning<br />
Sammanfattning ......................................................................................................................... i<br />
Abstract ..................................................................................................................................... ii<br />
Innehållsförteckning .................................................................................................................. iv<br />
1. Inledning ................................................................................................................................. 1<br />
2. Undersökningsområde ............................................................................................................ 3<br />
2.1 Allmänt ............................................................................................................................. 3<br />
2.2 Hydrografi ........................................................................................................................ 4<br />
2.2.1 Skagerrak ................................................................................................................... 4<br />
2.2.2 Sannäsfjorden ............................................................................................................. 4<br />
3. Allmänt om kartlagda kemiska ämnen och föroreningar ....................................................... 5<br />
3.1 Metaller – användning och miljöpåverkan ....................................................................... 5<br />
3.2 Organiska miljögifter – ursprung och miljöpåverkan ................................................... 8<br />
3.2.1 Organiska tennföreningar (butyltenn) ........................................................................ 8<br />
3.2.2 Polycykliska aromatiska kolväten (PAH) ................................................................. 9<br />
3.2.3 Polyklorerade bifenyler (PCB) ................................................................................. 9<br />
3.2.4 Bekämpningsmedel ................................................................................................. 10<br />
3.2.5 Flammskyddsmedel ................................................................................................. 10<br />
4. Tidigare och angränsande undersökningar ........................................................................... 10<br />
5. Material och metoder ........................................................................................................... 11<br />
5.1 Provtagning och mätning ................................................................................................ 11<br />
5.1.1 Oceanografisk mätning/provtagning ........................................................................ 11<br />
5.1.2. Sedimentprovtagning .............................................................................................. 14<br />
5.2 Analyser .......................................................................................................................... 16<br />
5.3 Normalisering ................................................................................................................. 17<br />
5.4 Datering .......................................................................................................................... 17<br />
5.5 Bedömning av miljökvalitet ........................................................................................... 18<br />
6. Resultat ................................................................................................................................. 18<br />
6.1 Hydrografi ...................................................................................................................... 18<br />
6.2 Bottendynamik ................................................................................................................ 23<br />
6.3 Fördelningen av tungmetaller i Sannäsfjordens ytsediment ........................................... 24<br />
6.5 Fördelningen av organiska miljögifter i Sannäsfjordens ytsediment ............................. 27<br />
6.5.1 Organiska tennföreningar ......................................................................................... 27<br />
iv
6.5.2 Polycykliska aromatiska kolväten (PAH) ................................................................ 29<br />
6.5.3 Polyklorerade bifenyler (PCB) ................................................................................ 31<br />
6.5.4 Bekämpningsmedel .................................................................................................. 31<br />
6.5.5 Flammskyddsmedel ................................................................................................. 35<br />
7. Diskussion ............................................................................................................................ 35<br />
7.1 Hydrografi ...................................................................................................................... 35<br />
7.2 Metaller ........................................................................................................................... 39<br />
7.2.1 Tungmetaller som kan relateras <strong>till</strong> båtverksamhet ................................................. 39<br />
7.3 Organiska miljögifter ...................................................................................................... 40<br />
8. Preliminära slutsatser ........................................................................................................... 42<br />
9. Framtiden ............................................................................................................................. 43<br />
10. Tack .................................................................................................................................... 44<br />
11. Referenser ........................................................................................................................... 45<br />
Appendix<br />
v
1. Inledning<br />
Föreliggande <strong>rapport</strong> har författats inom ramen för Sannäsprojektet i Kosterhavet, standard<br />
för miljöanpassat båtupptag.<br />
Projektet är indelat i tre tydliga delar där vi kombinerar 1. Uppbyggande och installation av en<br />
modern reningsanläggning för avspolning av målade bottnar på fritidsbåtar i anslutning <strong>till</strong><br />
Sannäs hamn, 2. Utbildning av båtupptagningspersonal, miljö- och hamnansvariga inom<br />
kommuner, samt verksamma vid båtklubbar och småbåtshamnar längs kusten och 3.<br />
Inledande och uppföljande miljökontroll i fjorden av de vidtagna reningsåtgärderna.<br />
Inom denna <strong>rapport</strong> redovisas den vetenskapliga delen (3). Den vetenskapliga miljöanalysen<br />
omfattar hydrografiska förhållanden, tungmetaller och organiska miljögifter i sedimenten<br />
längs fjordens utsträckning (Fig. 1). Syftet med dessa studier är att kartlägga förekomsten av<br />
och koncentrationer av föroreningsämnen i fjorden, spåra föroreningskällor och<br />
spridningsmönster, samt fördelning av föroreningsämnen i olika bottentyper och<br />
sedimentationsbassänger, i och utanför fjorden. Vidare har vi med<br />
hydrografiska/oceanografiska undersökningar utfört strömmätningar, dokumenterat skiktning,<br />
salt- och temperaturvariationer, uppehållstider för vattenmassorna samt syrgasförhållanden i<br />
Sannäsfjorden. Undersökningarna startade sommaren 2008 och kommer att avslutas med en<br />
uppföljande provtagningskampanj i september 2012.<br />
Sannäsfjorden är en tröskelfjord belägen vid samhället Sannäs, strax norr om Grebbestad och<br />
ca 25 km söder om Strömstad (Fig. 1). Kuststräckan utanför och i det yttre skärgårdsområdet<br />
är klassat med beteckningen ”god ekologisk status” i en länsstyrelse<strong>rapport</strong> ”Samverkansplan<br />
för värdefulla kust- och havsområden” (Isaksson m fl., 2011). Innerskärgården i området<br />
klassades endast som ”måttlig ekologisk status”.<br />
Tanums skärgårdsområde har trots det, ett rikt marint liv och hög biologisk mångfald.<br />
Området hyser bl.a. vidsträckta grunda lerbottnar med ålgräs, som är en unik naturtyp för<br />
svenska västkusten eftersom det i stort sett saknas tidvatten. Grunda ålgräsängar (Zostera<br />
marina och Ruppia spp.) fungerar som barnkammare för torsk och rödspotta och för ål, tre<br />
”rödlistade” och starkt överfiskade arter i svenska vatten. (Appelqvist & Fröjmark, 2000).<br />
Ålgräsängarna har dock under senare år minskat kraftigt och ersatts av igenväxta, livlösa<br />
grunda vikar med fintrådiga alger (Cossellu & Nordberg, 2010a,b samt referenser i dessa).<br />
Sannäsfjorden hyser Sveriges förnämligaste ostronbestånd, vilket var känt redan på 1800-talet<br />
(Nyström, 1899) och inom Tanums skärgårdsområde finns också bland de bästa<br />
hummervattnen längs Sveriges kuster. Sannäsfjorden är ett mycket populärt turist-,<br />
fritidsfiske-, båt, sportdyknings- och friluftsområde. Fjorden är klassad som ett Natura – 2000<br />
område och gränsar <strong>till</strong> Kosterhavets marina nationalpark. Ändå upptäckte forskare nyligen<br />
att Sannäsfjordens bottensediment innehåller förhöjda halter av tungmetaller och TBT (t ex<br />
Andersson, 2006, Bengtsson & Cato, 2010; Magnusson m fl., 2012; Robijn, 2010, 2012) och<br />
att syrebrist råder i bottenvattnet i stora delar av fjorden under sommaren och hösten (Ödalen,<br />
2012).<br />
1
Figur 1. Karta över Sannäsfjorden utvisande stationer för sedimentundersökningar.<br />
Fig. 1. Location map of the investigation area with the sediment-sample stations indicated.<br />
2
2. Undersökningsområde<br />
2.1 Allmänt<br />
Sannäsfjorden är belägen i norra Bohuslän ca 25 km söder om Strömstad (Fig. 1). Fjorden har<br />
en NNV-SSO utsträckning med en längd som uppgår <strong>till</strong> ca 7,5 km och med en bredd som<br />
varierar mellan ca 100 m och 800 m. Botten sluttar långsamt från fjordens innersta del ned <strong>till</strong><br />
ca 16 m vattendjup ca 500 m söder om Saltpannan där vattendjupet ökar snabbt ned <strong>till</strong> 32,5<br />
m i en mindre bassäng (300 m × 430 m). Mot NNV begränsas bassängen av en bergtröskel,<br />
som ligger i fjordens smalaste avsnitt och som når upp <strong>till</strong> 8 m vattendjup. Utanför tröskeln<br />
ökar vattendjupet successivt för att i fjordens yttersta del, vid Västbacken, mynna i en lokal<br />
bassäng på 36 m djup. Den yttersta delen av Sannäsfjordens möter Skagerrak i ett<br />
skärgårdslandskap. Sannäsfjorden är en av Sveriges få tröskelfjordar och följer en gammal<br />
förkastningslinje i bergrunden som senare genom inlandsisen inverkan utmejslats och delvis<br />
sedimentfyllts<br />
I den yttre delen av fjordområdet består omgivningen huvudsakligen av kalspolat berg med<br />
branta klippor av Bohusgranit, medan vegetationen ökar påtagligt längre in i det skyddade<br />
fjordområdet. De branta klipporna ’avbryts’ emellanåt av antingen klappersten, grus- eller<br />
sandstränder alternativt grunda vikar med finkorniga, leriga och siltigt sediment, som vanligen<br />
är bevuxet med ålgräs, (Zostera marina), särskilt på nordöstra sidan av fjorden (Appelqvist &<br />
Fröjmark, 2000).<br />
Fjordens dräneringsområde utgörs huvudsakligen av skogs- och jordbruksmark samt<br />
därutöver anlagd golfbana och bebyggelse bl.a. samhället Sannäs. Till Sannäsfjorden finns<br />
endast ett fåtal <strong>till</strong>flöden av färskvatten. I södra delen av fjorden är dock <strong>till</strong>flödet av<br />
färskvatten <strong>till</strong>räckligt omfattande för att minska salthalten i fjordens ytvattentlager så pass<br />
mycket att typiska färskvattenväxter finns längs den inre strandzonen i fjorden (Olsson, 1975;<br />
Johansson, 2010; Ödalen, 2012). Även grundvattenläckage på stränderna utanför branta<br />
strandsluttningar bidrar <strong>till</strong> utsötningen av fjordvattnet. Dessa läckage spåras lätt genom<br />
förekomsten av albesånd (Alnus glutinosa) och bladvass (Phragmites communis) längs partier<br />
på ständerna. Det största <strong>till</strong>flödet sker dock via Skärboälven som i medeltal har ett årligt<br />
utflöde av 0,65 m 3 /s. Skärboälven har ett avrinningsområde motsvarande 42 km 2 , vilket<br />
omfattar ett flertal jordbruksområden på sin väg <strong>till</strong> Sannäsfjorden (t ex Lagesson, 2005;<br />
Andersson, 2006; Johansson, 2010; Ödalen, 2012).<br />
I den djupare delen av fjorden, på insidan av tröskeln, utgörs sedimentet av grus, sand och silt,<br />
medan det på den svagt lutande sluttningen, i den inre delen av bassängen, består av gyttjelera<br />
med relativt hög organisk halt. Det grövre sedimentet i djupbassängen vid Saltpannan,<br />
alldeles innanför tröskeln, är troligen ett resultat av stark vattenströmning i tröskelområdet<br />
som emellanåt har mycket hög energi och eroderar bottnarna (Nordberg et al. opublicerat<br />
material; Olsson, 2007; Johansson, 2010; Robijn, 2012).<br />
Eftersom vindarna i fjorden mestadels blåser från sydväst-väst är ålgräsängarna (Zostera<br />
marina) vanligast på nordöstra sidan av fjorden, där vattenomsättningen är större. Sedan<br />
början av 1980-talet har emellertid ålgräsängarna ytmässigt minskat i området från 3,5 km 2<br />
<strong>till</strong> 3,1 km 2 (Härkönen, 1981; Appelqvist & Fröjmark, 2000). Sedan dess har ålgräsängarna<br />
utbredning minskat ytterligare. Orsaken <strong>till</strong> minskningen är inte klarlagt, men det kan bero på<br />
en ökad population av betande kanadagäss och svanar. Det kan även vara en normal<br />
svängning inom Zostera populationen (Appelqvist och Fröjmark, 2000). En annan viktig<br />
3
orsak kan vara den sedan 1980-talet explosionsartat ökande utbredningen av fintrådiga<br />
grönalger i dessa vikar (t ex Pihl m fl., 1999; Cossellu & Nordberg, 2010a,b).<br />
2.2 Hydrografi<br />
2.2.1 Skagerrak<br />
Skagerrak. Närmast omgivande hav <strong>till</strong> Sannäsfjorden är Skagerrak som är en del av<br />
Nordsjön. Två kraftiga ytströmmar dominerar i Skagerrak, den Jutska strömmen och den<br />
Baltiska strömmen. Den Jutska strömmen går längs Nordsjöns östra del utefter Jyllands<br />
västkust, runt Skagens udde och styrs därefter mot Bohuskusten upp mot Väderöarna. Det<br />
vatten som transporteras med Jutska strömmen har en relativt hög salthalt vanligen över 30<br />
‰. Jutska strömmen blandas med den Baltiska strömmen som kommer från södra Kattegatt<br />
och är en nordgående ström längs Sveriges västkust. I höjd med Marstrand förenas Jutska<br />
strömmen och Baltiska strömmen, som <strong>till</strong>sammans rinner vidare norrut längs Bohuskusten<br />
och transporterar det blandade ytvatten in i fjordar och skärgårdsområden. Den Baltiska<br />
strömmen övergår sedan i den Norska kustströmmen som transporterar vatten med relativt låg<br />
salthalt vidare utefter norska Sörlandet och ut Norska Havet. Vattnet i den Baltiska strömmen<br />
har sitt ursprung i Östersjön, och har en betydligt lägre salthalt än Jutska strömmen. Salthalten<br />
är ca 20 ‰ utanför Göteborg och ca 25 ‰ i höjd med Sannäsfjorden efter blandning med bl.<br />
a. Jutska strömmen. Vattenståndsvariationerna orsakade av tidvattnet är relativt små mellan<br />
10 och 20 cm beroende på om det är nip eller springflod. Vattenståndet domineras i stället av<br />
variationer i lufttryck och vind.<br />
2.2.2 Sannäsfjorden<br />
Sannäsfjorden. En fjords vattencirkulation är i allmänhet ett komplext system, där <strong>till</strong>flöden<br />
av färskvatten från floder och bäckar blandas med havsvatten och skapar ett bräckt ytvatten.<br />
Detta bräckta ytvatten separeras från det underliggande saltare havsvattnet med ett<br />
språngskikt (pyknoklin, haloklin). Turbulens som främst orsakas av vinden ger upphov <strong>till</strong><br />
blandning i det översta vattenlagret som medför att skiktet med bräckt ytvatten fördjupas och<br />
ökar i salthalt. Detta ger upphov <strong>till</strong> så kallad estuarin cirkulation med ett nettoutflöde av<br />
bräckt ytvatten ut ur fjorden och ett inflöde av saltare vatten från havet under ytskiktet.<br />
Vattenlagret mellan det lågsalina flodpåverkade ytlagret och ner <strong>till</strong> tröskeldjupet brukar<br />
betecknas det intermediära vattnet. Vattenutbytet i detta lager domineras ofta av variationer i<br />
tätheten i kustvattnet utanför fjorden. När tätheten varierar i kustvattnet svarar fjorden med att<br />
skapa en liknade vertikal täthetsfördelning som i kustvattnet. Denna utjämning ger upphov <strong>till</strong><br />
ofta starka in och utflöden av vatten på olika djup över tröskelnivån, så kallade intermediära<br />
vattenutbyten.<br />
I <strong>till</strong>ägg <strong>till</strong> de ovan nämnda mekanismerna för vattenutbyte sker också ett utbyte på grund av<br />
vattenståndsvariationer. När vattenståndet i havet är högre än i fjorden strömmar det in vatten<br />
i fjorden och vice versa vilket ger upphov <strong>till</strong> ett utbyte av vatten mellan fjord och hav. Längs<br />
västkusten domineras ofta detta vattenutbyte av tidvattnet trots relativt liten amplitud jämfört<br />
med vattenståndsändringar orsakade av luftryck och vind. Tidvattnet fluktuerar två gånger per<br />
dygn vilket gör att det ger mer utbyte än de större men mer långperiodiska meteorologiska<br />
variationerna.<br />
4
Figur 2. Veckovisa mätningar av temperatur och salthalt i vattenpelaren, i Sannäsfjordens<br />
djupbassäng vid Saltpannan (Stn 5). Mätningarna utfördes mellan april 2003 och januari<br />
2007 (jfr Fig. 1).<br />
Fig. 2. Weekly measurements of temperature and salinity in the water column of the Sannäs<br />
Fjord deep basin at Saltpannan (Station 5). The measurements were performed between April<br />
2003 and January 2007 (see Fig. 1).<br />
Vattenmassan under tröskelnivån brukar benämnas djupvatten. Djupvattenutbytet i en<br />
tröskelfjord sker då en vattenmassa med en högre densitet, vanligen högre salthalt och lägre<br />
temperatur än fjordens befintliga djupvatten, flödar över tröskeln och trycker undan och<br />
ersätter det existerande mindre salta äldre djupvattnet. Dessa vattenutbyten äger oftast rum<br />
under särskilda vindförhållanden, med vindar mellan nord och öst, som mestadels sker under<br />
vinter och vår på svenska västkusten (Stigebrandt, 1980; Björk & Nordberg 2003).<br />
3. Allmänt om kartlagda kemiska ämnen och föroreningar<br />
3.1 Metaller – användning och miljöpåverkan<br />
Tungmetaller är ett samlingsbegrepp för en grupp metaller med likartade egenskaper, som i<br />
olika former är giftiga för miljön, I likhet med andra grundämnen kan de inte brytas ned.<br />
Denna oförstörbarhet medför att tungmetaller ackumuleras och anrikas i näringskedjorna<br />
(bioackumulering). En stor del av dessa metaller är dock i små kvantiteter essentiella, dvs<br />
livsnödvändiga för det biologiska livet, men i högre koncentrationer är de mycket giftiga.<br />
Eftersom tungmetaller i koncentrationer över den naturliga bakgrunden i sediment mestadels<br />
5
kan hänföras <strong>till</strong> mänsklig aktivitet som t ex avlopps-/spillvattenutsläpp från kommuner och<br />
industrier, hamn- och båtaktiviteter är deras förekomst i sedimenten mycket användbara som<br />
miljöindikator på antropogen påverkan (t ex Syvitski, 1987; Cato, 1990; Alve, 1991; Mil-<br />
Homeus m fl., 2006; Lepland, 2010).<br />
Den geokemiska sammansättningen i sedimenten bestäms av några få oberoende faktorer, där<br />
område och avsättningsmiljö (syreförhållanden och bottendynamik) är en av de viktigaste.<br />
Sedimentets karaktär bestäms av regionens berggrund, mineralsammansättning och det<br />
organiska innehållet. Avsättningsmiljöns energinivå bestämmer <strong>till</strong> stor del sedimentens<br />
partikelstorlek och organiska halt. Sedimentens kemiska sammansättning karakteriseras av<br />
partiklarnas mineralsammansättning, t ex innehåll av kalciumkarbonat, lermineral, kvarts,<br />
glimmer, fältspat med mera (Asplund, 1979).<br />
Tungmetaller kan bindas, adsorberas eller absorberas, <strong>till</strong> sedimentpartiklarna på olika sätt<br />
beroende på strukturen, utbytbara katjoner eller innehåll av organiskt material. Formen som<br />
metallen förekommer i sedimentet avgör dess biologiska <strong>till</strong>gänglighet (Asplund, 1979; Cato,<br />
1995). Det är vanligt med en positiv korrelation mellan organiskt kol och innehållet av<br />
tungmetaller i ett sediment. Det är välkänt att <strong>till</strong>gången på organiskt material spelar en<br />
avgörande roll för innehållet av tungmetaller i sedimenten, dvs ju mer organiskt material,<br />
desto högre tungmetallhalter (Cato, 1977, 1997; Asplund, 1979).<br />
Arsenik (As)<br />
Arsenik är mycket giftig halvmetall och har förmåga att förekomma i allotropa former. Den<br />
förekommer vanligen i olika färger och impregneringsmedel, samt även i vissa insekts- och<br />
ogräsbekämpningsmedel. Det förekommer också arsenik som legering i blyhagel och i<br />
mikrovågskomponenter (Cato, 1997). Arsenik anses ha en biologisk betydelse bl a vid<br />
proteinsyntesen trots grundämnets giftighet och cancerogena effekt (Cato, 1997).<br />
Kadmium (Cd)<br />
Kadmium förekommer i medeltal i mycket låga koncentrationer i jordskorpan och anses inte<br />
vara ett nödvändigt spårämne för organismer (Jonsson, 2000; Cato, 1997). Det adsorberas<br />
huvudsakligen i humusmaterial som avsätts på botten. Under anaeroba miljöförhållanden<br />
bildas kadmiumsulfid och kadmium fixeras <strong>till</strong> sedimentpartiklarna (Asplund, 1979;<br />
Andersson, 2006). Kadmium är lättlösligt vid låga pH-värden och förs då lätt ut i närliggande<br />
vattenområden (Förstner, 1980; Andersson, 2006). Metallen förekommer främst som<br />
stabilisator vid framställning av PVC och andra plaster, men används också som färgpigment<br />
i glas, plaster och konstnärsfärger samt i skyddande plätering och i batterier. Generell<br />
användningen av kadmium i produkter förbjöds i Sverige 1982 (Jonsson, 2000; Andersson,<br />
2006) men används fortfarande <strong>till</strong> batterier för t.ex. handverktyg.<br />
Krom (Cr)<br />
Krom är ett livsnödvändigt (essentiellt) spårelement för många biologiska organismer, men i<br />
höga halter är metallen giftig. Krom(VI)föreningar anses vara cancerogena (Cato, 1997). Den<br />
reducerade formen är trevärda kromföreningar, vilken har större bindning <strong>till</strong> sedimentet än<br />
sexvärda kromföreningar. Detta medför att trevärda kromföreningar bildar svårlösliga<br />
hydroxidföreningar, medan sexvärda kromföreningar är lättlösliga och därmed blir lättare för<br />
organismer att ta upp (Asplund, 1979; Cato, 1997). Det är en relativt vanlig metall i naturen.<br />
Föroreningskällorna är främst från legeringsfabriker och stålverk (Balsberg-Påhlsson m fl.,<br />
1982; Andersson, 2006). Krom används <strong>till</strong> största delen som legeringsmetall i rostfritt stål, i<br />
ytbehandling och impregneringsmedel (Cato, 1997).<br />
6
Kobolt (Co)<br />
Denna metall förekommer t.ex. i mineralen kobaltit, smaltit och erytrit. Kobolt <strong>till</strong>hör de<br />
essentiella spårmetallerna och utgör en central del inom vitaminet B12 vilket är nödvändigt<br />
för människokroppen. Kobolt används som torkmedel i blågel/silicagel, i svart tryckfärg och<br />
kan därför ingå i pappersavfall. Fossila bränslen innehåller kobolt och kan därför spridas vid<br />
förbränning av dessa. Yrkesmässig exponering för kobolt sker främst vid framställning och<br />
bearbetning av hårdmetall. Metallen finns också som förorening i nickel och cement.<br />
Koppar (Cu)<br />
Koppar är ett essentiellt spårelement för nästa alla organismer och är dessutom en viktig del<br />
av många betydelsefulla enzym. I höga halter är koppar giftigt. Metallen binds kraftigt <strong>till</strong><br />
organiska partiklar såsom humussyror, men hög salthalt kan motverka adsorption. Däremot<br />
kan finfördelat organiskt material i färskvatten i t ex floder ha en stor betydelse eftersom det<br />
binder stora mängder koppar som sedan transporteras via vattenvägar ut i havet (Balsberg m<br />
fl., 1981). Koppar förekommer endast i stabil form som Cu 2+ och enbart 1% av jonen är i fri<br />
form vilken är toxisk för marina organismer (Jonsson, 2000). Vilken form den förekommer<br />
beror på andelen humus, pH, alkalinitet och kloridkoncentration i vattnet. Koppar har<br />
generellt en mycket god ledningsförmåga och är motståndskraftig mot korrosion. Den är<br />
också mycket vanligt förekommande i många färgprodukter och bekämpningsmedel (Cato,<br />
1997), särskilt som toxiskt antifaulingmedel i båtbottenfärger.<br />
Kvicksilver (Hg)<br />
Flertalet kvicksilverföreningar är mycket starka gifter och <strong>till</strong> skillnad från andra metaller<br />
bildar kvicksilver förhållandevis stabila alkylföreningar i naturen. Den mest giftiga är<br />
metylkvicksilver, vilken bildas naturligt från oorganiskt kvicksilver (Cato, 1997). I Sverige<br />
upphörde användandet av syntetiskt metylkvicksilver av betat utsäde 1966. Det har under åren<br />
skett ett betydande utsläpp av kvicksilver vid olika <strong>till</strong>verkningsprocesser, vid kremering av<br />
människor med amalgamfyllningar i tänderna, bortslängda mätinstrument och termometrar,<br />
bortslängda lågenergilampor etc. Dock har de totala kvicksilverutsläppen <strong>till</strong> luft i Sverige<br />
minskat under senare år.<br />
Nickel (Ni)<br />
Denna metall är i högre koncentrationer giftigt för flertalet växter och djur, men betraktas<br />
annars som ett essentiellt mikronäringsämne för vissa organismer (Cato, 1997). Nickel anses i<br />
likhet med många andra metaller hämma enzymprocesser, vara cancerogent och ge upphov<br />
<strong>till</strong> kontakteksem. Vid framställning av rostfritt stål och legeringar används ungefär 80% av<br />
all nickelkonsumtion (Cato, 1997).<br />
Vanadin (V)<br />
Detta grundämne är nödvändigt för flera organismer och ingår bl a i flera enzym t ex<br />
halogenperoxidas, vilket alger använder vid bildandet av organiska halogenföreningar. Flera<br />
av dagens sjöpungar (Ascidier) <strong>till</strong>ika en del av de organismer som gav upphov <strong>till</strong> kol- och<br />
oljeanrikningar innehåller vanadin (Cato, 1997). Därför bidrar användandet av fossila<br />
bränslen <strong>till</strong> antropogen spridning av vanadin. Ett flertal vanadinföreningar är giftiga, framför<br />
allt vanadinpentoxid, vilket används mest. Av det vanadin som produceras används ca 80%<br />
som legeringsmedel främst i form av ferrovanadin inom stålindustrin (Cato, 1997).<br />
7
Zink (Zn)<br />
Zink anses som ett livsviktigt spårelement för alla organismer och är avgörande för mer än<br />
300 enzymers funktion, samt är delaktig i översättningen DNA <strong>till</strong> RNA. Kadmium och bly<br />
blir giftigt genom att de upptar zinkens plats i dessa molekyler vilket medför att dessa<br />
molekyler blir inaktiva. Zink används som korrosionsskydd (galvanisering) av t ex järn- och<br />
stålytor, i färger, samt i impregneringsmedel och i batterier (Cato, 1997). En annan viktig och<br />
utbredd användning är som antifaulingmedel i båtbottenfärger och <strong>till</strong> zink-anoder på båtar.<br />
Bly (Pb)<br />
Bly är förhållandevis vanligt förekommande i jordskorpan. Den är dessutom en av världens<br />
mest använda metaller. Bly används t ex i ackumulatorer, legeringar och färger. Vanliga<br />
blyföroreningskällor är förbränning av fossila bränslen, samt <strong>till</strong>verkning av cement och<br />
tegelsten. Bly användes som antiknackningsmedel i bensin <strong>till</strong>s detta förbjöds 1995. En del<br />
blyföreningar är cancerogena och fettlösliga, vilket orsakar en hög grad av bioackumulation<br />
(Cato, 1997). Den mest kända blyhaltiga färgen inom maritima verksamheter är blymönja,<br />
som idag är förbjuden för annat än <strong>till</strong> yrkesmässig användning.<br />
3.2 Organiska miljögifter – ursprung och miljöpåverkan<br />
Det förekommer många olika organiska miljögifter i vår omgivande miljö och flertalet av<br />
dessa är en allvarlig hälsorisk vilka vanligen ger långsiktiga skador på växter och djur. Om<br />
ämnet dessutom är långlivat i naturen ökar risken för negativa effekter på djur och människor<br />
eftersom dessa miljögifter har en förmåga att lagras i levande vävnader.<br />
Det är ämnets stabilitet, giftighet och förmåga att bioackumuleras som utgör den stora risken<br />
för skador på människor, djur och växtlighet.<br />
Toxiska ämnen är sådana som är giftiga och kan skada levande organismer. Akut toxiska<br />
ämnen kan <strong>till</strong>fälligt eller permanent slå ut livsfunktioner och vävnader. Även <strong>till</strong>försel av<br />
mindre mängder av giftiga ämnen kan vara skadliga på sikt och påverka t ex centrala<br />
livsfunktioner. Detta kan på sikt leda <strong>till</strong> exempelvis tumörer, störningar på reproduktionen<br />
eller immunförsvaret.<br />
Miljögifter är stabila ämnen som inte lätt bryts ned i naturen. De har stora förutsättningar för<br />
att vara toxiska och särskilt om de stannar kvar i miljön under långt tid kallas de vanligen för<br />
persistenta (långlivade). Livsländen beror både på ämnets egenskaper och omgivande miljö.<br />
Exempelvis kan det ta hundratals år för en viss mängd dioxin att halveras i havens<br />
bottensediment, medan samma mängd dioxin i luftens atmosfär bryts ned på bara några dygn.<br />
Risken att ett stabilt ämne åstadkommer skador ökar om det har förmåga att bioackumuleras,<br />
det vill säga kan lagras i vävnader hos växter eller djur. Är ett ämne fettlösligt betyder det<br />
oftast att det kan bioackumuleras. Fettlösliga ämnen kan ansamlas i betydligt högre halter i<br />
fettvävnader än i omgivningen (t ex Bernes, 1998).<br />
Flera ökända organiska miljögifter hör <strong>till</strong> gruppen halogenerade aromatiska kolväten. Dessa<br />
är i många fall både mycket giftiga, fettlösliga, långlivade och cancerogena. Exempel på<br />
sådana ämnen är t ex PAH, PCB och DDT.<br />
3.2.1 Organiska tennföreningar (butyltenn)<br />
Tributyltenn (TBT) är en organisk tennförening som ursprungligen togs fram som ett<br />
bekämpningsmedel i kampen mot bilharzia (tropisk magsjukdom). Under 1960-talet började<br />
TBT användas i båtbottenfärg för att förhindra påväxt av bland annat alger och havstulpaner<br />
(antifauling). Det kemiska ämnet visade sig vara mycket effektivt i kampen mot påväxt.<br />
8
Under slutet av 1970-talet och början av 1980-talet påvisades dock att TBT hade en mycket<br />
negativ inverkan på den marina miljön, med speciellt kraftig inverkan på snäckor och<br />
musslor. TBT orsakade hos snäckor och musslor hormonrubbningar som medförde imposex<br />
(hanar feminiseras och honor maskuliniseras) och sterilitet hos de vuxna individerna samt stor<br />
dödlighet i larvstadiet (Cato m fl., 2007; Magnusson m fl., 2011). Det har påvisats att TBT<br />
redan vid extremt låga koncentrationer (1 miljarddels gram per liter havsvatten och 20-50<br />
miljarddels gram per kg sediment) påverkar nätsnäckor (Nassa reticulata) negativt. Man<br />
känner idag inte <strong>till</strong> något annat miljögift som i så låga koncentrationer orsakar så kraftiga<br />
biologiska störningar.<br />
Idag är TBT ersatt <strong>till</strong> största del med kopparbaserade färger, men resterna av de organiska<br />
tennföreningarna finns fortfarande kvar i sedimenten och under äldre färg på båtar som<br />
tidigare målats med TBT-innehållande bottenfärg. TBT är klassad som ett av de prioriterade<br />
ämnena i vattendirektivet, och är ett av de styrande ämnena vid bedömning och<br />
<strong>till</strong>ståndsgivning för muddring och dumpning. Tidigare studier i Sverige och omvärlden har<br />
påvisat höga <strong>till</strong> mycket höga halter i småbåtshamnar och hamnar Bengtsson & Cato, 2010;<br />
Breedveld m fl., 2010). I Sverige förbjöds TBT på fartyg understigande 25 m 1989 och på<br />
fartyg större än 25 m 1993, såvida de inte gick i oceanfart. Inom EU förbjöds användningen<br />
av TBT 1999 och all sjöfart och besök av fartyg målade med TBT-färger förbjöds 2008.<br />
Nedbrytningstiden av TBT är beroende av flera faktorer. Primärt är det a) temperatur - där<br />
halveringstiden ökar med minskande temperatur; b) syrehalt - där halveringstiden ökar med<br />
minskande syresättning och c) ljus, där halveringstiden minskar med ökad instrålning (gäller<br />
främst akvatiskt löst TBT). Generellt har TBT en relativt kort nedbrytningstid i vatten, och<br />
den varierar i vatten med en temperatur av 20°C med mellan 3-8 dagar under ljusa<br />
förhållanden <strong>till</strong> 7-13 dagar under mörka förhållanden. I sediment är nedbrytningstiden<br />
väsentligt längre, och studier visar på ett stort spann i halveringshastigheten beroende på<br />
lokala förhållanden, med ca 1 år under aeroba (syrerika) förhållanden och ca 2 – 5 år under<br />
anaeroba förhållanden (syrebrist). Nedbrytningsprodukterna av TBT är DBT (dibutyltenn)<br />
och MBT (monobutyltenn) samt slutligen rent tenn. Det senare är inte giftigt i naturliga halter<br />
(t ex Cato, 2003; Cato m fl., 2007).<br />
3.2.2 Polycykliska aromatiska kolväten (PAH)<br />
Polycykliska aromatiska kolväten (PAH) bildas och sprids <strong>till</strong> naturen huvudsakligen genom<br />
förbränning av petroleumprodukter som exempelvis bensin och dieselolja i<br />
förbränningsmotorer men även vid vedeldning och skogsbränder. PAH består av två eller fler<br />
aromatiska ringar (kolväteringar). Det har visats sig att flera PAH:er är starkt<br />
cancerframkallande och har toxiska effekter, vilket medför att de är mycket miljöfarliga.<br />
Eftersom PAH har långsam nedbrytning har de negativ påverkan på miljön under lång tid<br />
innan de bryts ner. PAH:s vattenlöslighet varierar med storleken på molekylen. En större<br />
molekyl innehåller flera bensenringar och eftersom de är polära blir molekyler med fler<br />
bensenringar mer svårlösliga i vatten (Kennish, 1997; Lundström, 2009).<br />
De bakterier, alger och svamp som bryter ner PAH är främst aktiva i bottensedimenten.<br />
Eftersom dessa organismer behöver syrgas för att kunna leva är de begränsade <strong>till</strong> syresatta<br />
bottnar. Det sker därför inte någon signifikant nedbrytning i anoxiska (syrefria) miljöer, vilket<br />
resulterar i att det där förekommer högre halter (Kennish, 1997; Lundström, 2009; Breedveld<br />
m fl., 2010).<br />
3.2.3 Polyklorerade bifenyler (PCB)<br />
Polyklorerade bifenyler (PCB) är en grupp miljö- och hälsoskadliga kemikalier som<br />
utvecklades på 1920-talet. PCB-föreningar består kemiskt av två aromatiska ringar. De räknas<br />
<strong>till</strong> gruppen långlivade organiska föroreningar. I kroppens fettvävnad anrikas PCB eftersom<br />
9
de är fettlösliga. Höga halter av PCB i kroppen riskerar att ge leverskador och cancer. Trots<br />
att det tidigt blev känt vilka allvarliga miljöeffekter PCB förorsakar fortsatte användningen av<br />
detta i flera decennier. I Sverige förbjöds PCB i två omgångar, 1973 då användningen av PCB<br />
förbjöds i annat än slutna system och 1978 då all nyanvändning förbjöds. Ämnet finns<br />
emellertid fortfarande kvar i miljön på grund av dess långsamma nedbrytning (Breedveld m<br />
fl., 2010).<br />
Hög PCB-halt i djur, har medfört grundläggande beteendeförändringar, gett cancersjukdomar<br />
och skapat sterilitet. Detta har orsakat att djurbestånd försvunnit från många områden.<br />
3.2.4 Bekämpningsmedel<br />
Klordaner och HCH är bekämpningsmedel vilka kan ge upphov <strong>till</strong> testikelcancer och en<br />
begränsad fertilitet. Diklordifenyltrikloretan (DDT) med dess aktiva komponent (p,p-DDT)<br />
och dess nedbrytningsprodukter p,p-DDE och p,p-DDD, liksom lindan (γ-HCH) och klordan,<br />
är samtliga insekticider och uppmärksammade miljöfarliga substanser. HCH används även<br />
som svampbekämpningsmedel. Nedbrytningsprodukten p,p-DDE är mycket svårnedbruten<br />
och kan orsaka äggskalsförtunning hos fåglar.<br />
På senare år har DDT, HCB, HCH och klordaner åter diskuterats då många av de ingående<br />
beståndsdelarna anses kunna ha hormonstörande egenskaper. Förutom o,p-DDT och p,p-DDT<br />
antas även beta- och gamma-HCH samt transnonaklor och oxyklordan ha estrogena<br />
egenskaper, medan HCB anses ge upphov <strong>till</strong> antiöstrogena effekter och p,p-DDE uppvisar<br />
antiandrogena effekter. Klordaner som är ett bekämpningsmedel mot insekter har endast<br />
använts i begränsad omfattning i Sverige och förbjöds 1971 (Bernes, 1998), men ändå finner<br />
vi dem i de allra yngsta marina sedimenten.<br />
3.2.5 Flammskyddsmedel<br />
Flamskyddsmedel används i produkter som kan vara brandfarliga, såsom plaster, textilier och<br />
elektronisk utrustning. Flamskyddsmedel vars kemiska struktur innehåller grundämnet brom<br />
kallas för bromerade flamskyddsmedel. Det finns omkring 70 olika typer och många av dem<br />
förekommer i relativt höga halter i miljön.<br />
Den kemisk struktur för bromerade flamskyddsmedel liknar miljögifter som PCB och DDT.<br />
Alla dessa kemikalier är fettlösliga. Det gör dem mer miljöfarliga eftersom fettlösliga<br />
kemikalier lättare lagras i levande organismer än de vattenlösliga. Flamskyddsmedel kan vara<br />
en viktig orsak <strong>till</strong> prostatacancer (t ex Bernes, 1998).<br />
4. Tidigare och angränsande undersökningar<br />
Ett begränsat antal miljörelaterade undersökningar har tidigare utförts i Sannäsfjorden. För<br />
länsstyrelsen i dåvarande Göteborgs – och Bohus län genomförde Olsson (1975) en<br />
inventering av naturområdet i fjordomgivningen. År 1981 undersöktes bottenfaunan i<br />
Sannäsfjorden och dess närhet (Härkönen, 1981). Appelqvist och Fröjmark (2000) utförde en<br />
uppföljning av Härkönens tidigare studie av ålgräsängar och år 2000 undersökte Wattwil<br />
(2001) de bentiska foraminiferernas (encelliga bottenlevande amöbadjur) utveckling i<br />
Sannäsfjordens djupbassäng. Denna studie följdes 2005 av miljögeologisk undersökning av<br />
tungmetallkoncentrationen i fjordens sediment (Andersson, 2006). Då analyserades fem olika<br />
tungmetaller i sedimenten i fjordens djupbassäng. Länsstyrelsen har undersökt <strong>till</strong>flödet av<br />
kväve och fosfor <strong>till</strong> fjorden via Skärboälven, t ex Ruist (2008). Nordberg (opublicerat<br />
material) utförde veckovisa hydrografiska mätningar i Sannäsfjorden under tre år, mellan april<br />
2003 och januari 2007, vilka Olsson (2007) kompletterade, sammanställde och drog slutsatser<br />
10
utifrån (Fig. 2). Mätningarna utfördes i fjordens djupbassäng vid Saltpannan och vid en<br />
referensstation utanför fjordens mynning, vid Västbacken. Johansson (2010) beräknade flöden<br />
och vattenomsättning i Sannäsfjorden baserat på data från ett ADCP-mätinstument som inom<br />
Sannäsprojektet placerats på fjordtröskeln 2008. Ödalen (2012) utförde mätningar och<br />
beräkningar av vattenomsättningen i den inre delen av Sannäsfjorden. I samband med dessa<br />
studier upptäcktes bl.a. syrebrist i denna del av fjorden, en företeelse som tidigare varit okänd.<br />
Bengtsson & Cato (2010) publicerade en <strong>rapport</strong> om TBT-halter i småbåtshamnar i Bohuslän,<br />
där Sannäsfjorden ingick med en station. Robijn (2012) undersökte miljöutvecklingen i<br />
Sannäsfjorden genom att studera en lång sedimentkärna från djupbassängen vid Saltpannan.<br />
Studien inkluderade analyser av tungmetaller, bentiska foraminiferer och högupplösande<br />
kronologi. Kärnan omfattade de senaste 250 åren. Harland et al. (2012) studerade förekomsten<br />
av vilceller av dinoflagellater (växtplankton) i sedimenten från fjorden. Kärnan representerade<br />
de senaste ca 50 åren.<br />
5. Material och metoder<br />
5.1 Provtagning och mätning<br />
5.1.1 Oceanografisk mätning/provtagning<br />
Hydrografiska mätningar och provtagningar genomfördes inom ramen för Sannäsprojektet,<br />
mellan 24 juni och 19 september 2008 (Fig. 3a-b). Undersökningarna utfördes med hjälp av<br />
CTD-sond (Seabird 19 plus) vid 32 mät<strong>till</strong>fällen, kontinuerlig strömmätning med strömmätare<br />
(MINI Current Meter, model SD-6000), samt en ADCP (Acoustic doppler current profiler<br />
(600 kHz Workhorse). Den senare placerats på fjordtröskeln. Dessutom utplacerades en<br />
mätrigg med en ADCP på bassängbottnen med CTD-sonder var 5:e meter upp <strong>till</strong> ett<br />
vattendjup av ca 3 m under vattenytan mellan 9 september 2010 och 4 maj 2011. Strategin var<br />
att dokumentera de hydrografiska förhållandena, med en hög detaljupplösning, under<br />
sommarförhållanden, dvs, under den årstid då fritidsbåtaktiviteten är som störst och<br />
vattenmassorna är som starkast skiktade och mest stagnanta.<br />
CTD-mätningar<br />
Med en Seabird 19 plus CTD sond (Conductivity, Temperature, Depth) uppmättes salthalt<br />
temperatur och vattendjup i vattenpelaren. Sonden stabiliseras i vattenytan, därefter sänks den<br />
med jämn hastighet ned <strong>till</strong> botten. Mätning sker 8×/sek med en noggrannhet av tusendels<br />
grader och tusendels promille (‰). Mätningar utfördes vid 32 <strong>till</strong>fällen, fördelat på 15<br />
stationer i fjorden (Fig. 3). Efter den 22 augusti ingick även syremätningar i programmet.<br />
Under perioden utfördes provtagning en gång i veckan med en morgon- och en<br />
eftermiddagsmätning vid respektive station. Det genomfördes också ett intensivprogram med<br />
dubbla mätningar under 5 dagar i följd under tre veckor.<br />
11
Depth (m)<br />
0<br />
20<br />
0<br />
20<br />
0<br />
20<br />
0<br />
20<br />
0<br />
20<br />
0<br />
20<br />
0<br />
20<br />
0<br />
20<br />
0<br />
20<br />
2008/07/25<br />
2008/08/1<br />
2008/08/5<br />
2008/08/12<br />
2008/08/21<br />
2008/09/2<br />
2008/09/9<br />
2008/09/15<br />
2008/09/19<br />
Temperature (°C)<br />
0 1 2 3 4 5 6 7<br />
Figur 3a-b. Under perioden 22 juli <strong>till</strong> 19 september 2008 genomfördes högupplösande<br />
temperatur- och salthaltsmätningar i längsprofiler i Sannäsfjorden. Isotermerna<br />
(temperaturen) anges med ett intervall om 1 o C och isohalinerna (salthalten) med ett intervall<br />
om 1 ‰ (≈ PSU). Efter Ödalen (2012).<br />
Fig. 3a-b. During the period between July 22 and September 19, 2008, high-resolution<br />
measurements were performed along profiles in the Sannäs Fjord. Isotherms (temperature)<br />
are given with an interval of 1 o C and isohalines (salinity) at an interval of 1‰ (≈ PSU). After<br />
Ödalen (2012).<br />
12<br />
20<br />
15<br />
10<br />
20<br />
15<br />
10<br />
20<br />
15<br />
10<br />
20<br />
15<br />
10<br />
20<br />
15<br />
10<br />
20<br />
15<br />
10<br />
20<br />
15<br />
10<br />
20<br />
15<br />
10<br />
20<br />
15<br />
10
Depth (m)<br />
0<br />
20<br />
0<br />
20<br />
0<br />
20<br />
0<br />
20<br />
0<br />
20<br />
0<br />
20<br />
0<br />
20<br />
0<br />
20<br />
0<br />
20<br />
2008/07/25<br />
2008/08/1<br />
2008/08/5<br />
2008/08/12<br />
2008/08/21<br />
2008/09/2<br />
2008/09/9<br />
2008/09/15<br />
2008/09/19<br />
Salinity<br />
0 1 2 3 4 5 6 7<br />
13<br />
30<br />
20<br />
10<br />
30<br />
20<br />
10<br />
30<br />
20<br />
10<br />
30<br />
20<br />
10<br />
30<br />
20<br />
10<br />
30<br />
20<br />
10<br />
30<br />
20<br />
10<br />
30<br />
20<br />
10<br />
30<br />
20<br />
10
ADCP-mätning<br />
På fjordtröskeln placerades en rigg på vilken en ADCP och en CTD (Microcat CTD) sond var<br />
monterade. Denna placerades ut med hjälp av dykare på 15 m djup, innanför tröskeln (Fig. 4).<br />
Utrustningen mätte vattenströmningen var 5:e minut i tre riktningar på vattendjupen mellan<br />
12,2 m och upp <strong>till</strong> 1,2 m under vattenytan. Riggen var utplacerad mellan den 24 juni 2008<br />
och 9 september samma år. Mätnoggrannheten för strömmätningarna var ±1cm/sek.<br />
Gyttreströmmätare<br />
I den inre delen av fjorden vid Sannäs samhälle utfördes strömmätningar med två<br />
Gyttremätare (MINI Current Meter, model SD-6000) (Fig. 4). Dessa placerades hängande i en<br />
boj under vattenytan. Riggen hade förankrats med en lina <strong>till</strong> botten. Beroende på<br />
vattenståndsvariationerna varierade vattendjupet mellan 0,5 och 1,5 meter under vattenytan.<br />
Denna variation innebar att instrumentet inte alltid mätte strömmarna i ytvattnet utan också<br />
det intermediära vattnet på djup >1m. Strömhastigheter och strömriktning (inbyggd kompass)<br />
mättes automatiskt var 30:e minut. Gytteremätarna är mekaniska instrument och kunde endast<br />
registrera hastigheter som översteg 1,4 cm/sek.<br />
5.1.2. Sedimentprovtagning<br />
I Sannäsfjorden insamlades sedimentkärnor under perioden 9 – 10 september 2008 respektive<br />
7 – 10 september 2009, samt 7 – 9 september 2010. Totalt inhämtades sedimentprover från 15<br />
provtagningsstationer, varav flertalet ligger i en transekt (i ett längsgående snitt) från den inre<br />
delen av fjorden <strong>till</strong> mynningsområdet utanför fjordens tröskel. År 2007 provtog även<br />
Sveriges geologiska undersökning (SGU) en station (SSK07-4,5 (SGU prov nr 07-0076)) i<br />
fjordens djupbassäng vid Saltpannan, vilken analyserades med avseende på utvalda<br />
grundämnen och organiska miljögifter i ytskiktet. Därutöver har Länsstyrelsen 2010 provtagit<br />
sediment från en station i anslutning <strong>till</strong> båtupptagningsplatsen och spolplattan. I detta<br />
sedimentprov analyserades organiska tennföreningar. Kartan i figur 1 visar samtliga<br />
sedimentprovtagningsstationer inom undersökningsområdet. Stationerna positionsbestämdes<br />
med hjälp av DGPS ombord på r/v Skagerak och med hjälp av en Garmin GPSmap 60CSx i<br />
arbetsbåtar. Vattendjup mättes med r/v Skageraks fasta ekolod samt ett enstråligt ekolod,<br />
Garmin Fishfinder 100, på arbetsbåtarna. Samtliga uppgifter redovisas i Tabell 1 jämte<br />
provtagningsdatum och vattendjup.<br />
Vid insamlingen av sedimentkärnorna 2008 användes en Multicorer Mark III-400 och vid<br />
expeditionerna 2007 (SGU), 2008, 2009 och 2010 utfördes provtagningen med hjälp av en<br />
Gemini corer (Niemistö, 1974). Med undantag för provtagningen 2007 då SGUs<br />
undersökningsfartyg S/V Ocean Surveyor nyttjades har all sedimentprovtagning utförts från<br />
Göteborgs universitets forskningsfartyg R/V Skagerak. Multicorer Mark III-400 ger<br />
sedimentkärnor med en diameter av 100 mm och en maximal längd av 500 mm, medan en<br />
Gemini corer kan ta längre sedimentkärnor (800 mm) med en diameter av 82 mm.<br />
14
Figur 4. Batymetrisk karta over Sannäsfjorden med de hydrografiska mätstationerna<br />
markerade. Sannäs samhälle med hamn och båtupptagningsplats, fjordens djupbassäng vid<br />
Saltpannan, fjordtröskeln, Skärboälven och samhället Västbacken utanför fjorden visas också.<br />
CTD-stationer anges med blå punkter med stationsnummer, samt tre tvärgående profiler.<br />
Platser där Gyttere-mätningar utförts är angivna med röda punkter, medan lokalen där ADCPinstrumentet<br />
varit placerat är markerat med grön punkt. Modifierad efter Ödalen, (2012).<br />
Fig. 4. Bathymetric map of the Sannäs Fjord with the hydrographic monitoring stations<br />
marked. The Sannäs village with habour and the location for boat hauling, the deep basin of<br />
the fjord, Saltpannan, the fjord sill, Skärboälven, and the village Västbacken outside the fjord<br />
are also shown. The CTD-stations are indicated by blue dots with station number and the three<br />
transverse profiles. The location where Gyttre measurements were performed are indicated by<br />
red dots, while the area where the ADCP instrument was placed is marked with a green dot.<br />
Modified after Ödalen (2012).<br />
15
Sedimentkärnornas längd i denna studie varierade mellan 300 och 500 mm och bestod av<br />
homogen gyttjelera, från mörkgrön <strong>till</strong> svart färg vid några stationer. För kvalitetskontroll<br />
röntgades minst en sedimentkärna från varje station med hjälp av en Andrex BV<br />
(155 140kV/10mA) portabelt röntgeninstrument. SGUs sedimentkärna (SSK07-4,5)<br />
dokumenterades med digital röntgenteknik. Kvalitetskontrollen genomfördes för att<br />
säkerställa att sedimentkärnorna inte var störda genom kraftig omgrävning av organismer<br />
(bioturbation) eller annan fysisk påverkan, t ex ankring.<br />
Vid samtliga stationer togs prov från sedimentkärnans yta (0 – 1 cm) och från sex stationer<br />
togs dessutom prover från djupare nivåer med en centimeters intervall ner <strong>till</strong> 20 cm<br />
sedimentdjup och därefter varannan cm <strong>till</strong> sedimentkärnans botten. Proverna delades upp och<br />
överfördes <strong>till</strong> polyeten plastburkar för oorganiska analyser respektive glasburkar för<br />
organiska analyser samt frystes in i väntan på kemiska analyser. Alla prover vägdes innan<br />
frystorkning. Prover avsedda för organiska miljögifter frystorkades inte.<br />
Tabell 1. Datum, positionsuppgifter, vattendjup och beräknade ackumulationshastigheter för<br />
sedimentprovtagningsstationer i Sannäsfjorden.<br />
Tab. 1. Time of sampling, location information, water depth and estimated accumulation rates<br />
in the sediment sampling stations of the Sannäs Fjord.<br />
Stations‐id Datum Latitud N<br />
(WGS84)<br />
5.2 Analyser<br />
Vattenkvot i sedimentet bestämdes genom vägning före och efter frystorkning.<br />
Bestämningarna utfördes vid Institutionen för geovetenskaper (GVC), Göteborgs universitet<br />
(GU). Vattenhalten beräknades från torrsubstansen och uttrycks i procent av det frystorkade<br />
provets vikt (visas inte i föreliggande <strong>rapport</strong>).<br />
16<br />
Longitud E<br />
(WGS84)<br />
Vattendjup<br />
(m)<br />
Ackhast<br />
mm/år<br />
SSK08‐1 2008‐09‐09 58 o 43.487’ 11 o 14.966’ 7 2,75<br />
SSK08‐2 2008‐09‐10 58 o 44.040’ 11 o 14.637’ 9 4<br />
SSK09‐2,5 2009‐09‐07 58 o 44.122’ 11 o 14.651’ 8,5 4<br />
SSK08‐3 2008‐09‐09 58 o 44.425’ 11 o 14.566’ 9 5,7<br />
SSK08‐4 2008‐09‐09 58 o 44.645’ 11 o 13.823’ 11,5 4<br />
SSK09‐4,5 2009‐09‐07 58 o 44.988’ 11 o 13.192’ 25,5 10‐13<br />
SSK08‐5 2008‐09‐09 58 o 45.005’ 11 o 13.156’ 30 10‐13<br />
SSK09‐5,5 2009‐09‐07 58 o 45.340’ 11 o 12.710’ 21,5 2,7<br />
SSK08‐6,5 2008‐09‐10 58 o 45.447’ 11 o 12.214’ 15 2,75<br />
SSK08‐7 2008‐09‐10 58 o 45.668’ 11 o 12.114’ 17<br />
SSK08‐8 2008‐09‐11 58 o 46.072’ 11 o 11.769’ 26<br />
SSK08‐9 2008‐09‐10 58 o 46.769’ 11 o 10.944’ 32<br />
SSK08‐10 2008‐09‐10 58 o 44.452’ 11 o 14.655’ 5,7<br />
SSK08‐11B 2008‐09‐11 58 o 44.334’ 11 o 14.703’ 7,5<br />
SSK10‐11A 2010‐10‐23 58 o 44.318’ 11 o 14.720’ 3
Totalt organiskt kol (TOC) och totalkväve (TN). Vid bestämning av innehållet av TOC och<br />
TN homogeniserades det frystorkade provet i en agatmortel <strong>till</strong> ett fint pulver för att därefter<br />
vägas in i silverkapslar på Cahn mikrobalansvåg. Kapslarna med sediment syrabehandlas<br />
därefter med ångorna från saltsyra (HCl) i en exsickator under två dygn för upplösning av<br />
karbonatinnehållet i sedimentet. Därefter placerades silverkapslarna i tennkapslar och förslöts.<br />
Det organiska innehållet bestämdes sedan i en Carbo Erba Nitrogen Analyzer NA 1500.<br />
Analyserna utfördes vid Institutionen för geovetenskaper (GVC), Göteborgs universitet (GU).<br />
Laboratoriet vid GVC är inte ackrediterat för analysen. Kol/kväve- (C/N) kvoter beräknades<br />
och plottades <strong>till</strong>sammans med kol och kvävehalterna i figur 9. I appendix finns alla rådata<br />
från sedimentanalyserna.<br />
Spårelement. Ett halvt gram sedimentprov lakades i salpetersyra (7M HNO3 p.a). Lakningen<br />
utfördes i slutna teflonbehållare i mikrovågsugn (CEM MDS-81D Microwave Digestion<br />
System). Slutbestämning skedde med hjälp av plasmaemissions- och masspektrometri<br />
(Inductively Coupled Plasma Quadro Mass Spectrometri, ICP-QMS). Analyserna har skett<br />
enligt modifierade EPA-metoder 200.7 respektive 200.8 (Sv.std.). Resultaten har jämförts<br />
med certifierade standarder (GSD-2, GSD-4, GSD-8). Analyserna utfördes av ALS<br />
Laboratory Group i Luleå. Laboratoriet är ackrediterat för analyserna.<br />
Ett mindre antal prover analyserades också med samma metod vid Institutionen för<br />
geovetenskaper (GVC), Göteborgs universitet (GU). Elementbestämningen skedde även i<br />
detta fall med en ICP-MS.<br />
Organiska miljögifter. Sediment sohlextraherades under 24 timmar med aceton/hexan. Detta<br />
upprepades två gånger med efterföljande rening. Polyaromatiska kolväten (PAH) har bestämts<br />
med hjälp av hög prestanda vätskekromatograf (HPLC). Analysen baseras på certifierade<br />
standarder 1647d Priority Pollutant Polycyclic Aromatic Hydricarbons.<br />
Klorerade ämnen har bestämts med hjälp av högupplösande gaskromatograf (GC-MS) försedd<br />
med SPI-injektor och EC-detektor. Resultaten har jämförts med certifierade standarder från<br />
Dr Ehrenstorfer, Accustandard Inc., och Larodan. Analyserna utfördes av Svenska<br />
miljöinstitutet (IVL) i Göteborg och Stockholm. Laboratoriet är ackrediterat för analyserna.<br />
5.3 Normalisering<br />
Provets innehåll av totalt organiskt kol användes bl a <strong>till</strong> att normalisera koncentrationen av<br />
metaller. Normaliserade värden utgör kvoten mellan ämnets koncentration och<br />
koncentrationen TOC. Detta görs för att halter skall kunna jämföras mellan områden i fjorden<br />
med olika innehåll av organiskt kol (t ex Cato, 2006).<br />
5.4 Datering<br />
Åldersdateringen av sedimentkärnorna har huvudsakligen baserats på<br />
tungmetallkoncentrationer. I början av 1950-talet ökade utsläppen av främst kadmium och bly<br />
som ett resultat av införandet av konstgödsel i jordbruket och ökad användning av bly i<br />
bensinen. Dessa förändringar är lätta att spåra i sedimenten, samt att bly i bensinen förbjöds<br />
1995, vilket ger en påtaglig minskning av bly i sedimenten. I en 2 m lång sedimentkärna från<br />
Salpannanbassängen (Stn 4,5) utfödes fyra 14 C analyser. Resultaten från dessa visade att<br />
17
metallkurvorna som användes för åldersdateringen var i överensstämmelse med 14 C<br />
dateringens beräknade medelackumulationshastighet (Robijn, 2012).<br />
5.5 Bedömning av miljökvalitet<br />
Ytsedimentenprovens miljöstatus har bedömts och klassats (se Tabell 2) i enlighet med<br />
Naturvårdsverkets bedömningsgrunder för miljökvalitet i kust och hav (Naturvårdsverket<br />
1999, 2005).Klassningen omfattar 5 klasser för tungmetaller, där klass 1 (blå färg) motsvarar<br />
ingen/<br />
obetydlig avvikelse från jämförelsevärdet, dvs avvikelse från den naturliga bakgrunden<br />
och klass 5 (röd färg) ett starkt påverkat område med mycket stor avvikelse från<br />
jämförelsevärdet av ifrågavarande tungmetall (Tabell 3). Klassningssystemet är liknande för<br />
organiska miljögifter. Enda skillnaden är att jämförelsevärdet är noll i det senare. Resultatet<br />
av klassningen redovisas i tabellerna 3-8.<br />
Tabell 2. Klassificering av organiska miljögifter och metaller enligt Naturvårdsverkets<br />
bedömningsgrunder (Naturvårdsverket 1999).<br />
Tab. 2. Classification of organic pollutants following the Environmental Protection Agency<br />
criteria (Naturvårdsverket 1999).<br />
6. Resultat<br />
6.1 Hydrografi<br />
Organiska miljögifter<br />
Halt<br />
Klass 1 Ingen halt<br />
Klass 2 Låg halt<br />
Klass 3 medelhög halt<br />
Klass 4 Hög halt<br />
Klass 5 Mycket hög halt<br />
Fjordens vattenvolym innanför tröskeln vid Saltpannan är beräknad <strong>till</strong> ca 12 x 10 6 m 3 (Olsson<br />
2007). Volymen under tröskeldjupet innanför tröskeln är beräknad <strong>till</strong> ca 1,65 x 10 6 m 3 och<br />
följaktligen kan vattenvolymen ovan tröskeldjupet uppskattas <strong>till</strong> ca 10,4 x 10 6 m 3 . Figur 2<br />
visar tidsvariationer av den vertikala temperatur och saltskiktningen vid Saltpannan från de<br />
veckovisa mätningarna under 2003-2007. I det intermediära vattnet över tröskeldjupet på 8<br />
meter sker det stora och ofta snabba variationer i salthalt från ca 18 ‰ <strong>till</strong> 33 ‰. Dessa<br />
variationer avspeglar liknande salthaltsvariationer i kustvattnet utanför fjorden. Under 8-10 m<br />
djup påträffas djupvatten med generellt högre salthalt och densitet och med mindre variation.<br />
Under sommarhalvåret är temperaturskiktningen vanligen stark då ytvattnet är varmt. Normalt<br />
är då temperatursprångskiktet beläget vid tröskeldjupet, 8 m (Fig. 3a-b). Data från<br />
intensivmätningsperioden under sommaren 2008 ger en mer detaljerad bild av de<br />
hydrografiska förhållandena i fjorden i både tid och rum (Fig. 3a-b). Längdsnitten från olika<br />
dagar av salthalt från fjordens inre del <strong>till</strong> Västbacken visar stora tidsvariationer över<br />
18<br />
Metaller<br />
Avvikelse från jämförvärdet<br />
Klass 1 Ingen eller obetydlig avvikelse<br />
Klass 2 Liten avvikelse<br />
Klass 3 Tydlig avvikelse<br />
Klass 4 Stor avvikelse<br />
Klass 5 Mycket stor avvikelse
0<br />
tröskeldjup i de inre delarna av fjorden och variationer ner <strong>till</strong> större djup vid Västbacken. I<br />
djupvattnet innanför och under tröskeln är det mer konstanta förhållanden. Notera att<br />
salthaltssprångskiktet relativt ofta ligger nära tröskeldjupet i de inre delarna av fjorden vilket<br />
gör att det här bildas ett tunt lager med hög salthalt nära botten. Detta språngskikt begränsar<br />
blandningen och därför också flödet av syrgas mellan överliggande vattenmassor och<br />
sedimentet. I dessa observationer visas också påverkan av lokal sötvatten<strong>till</strong>rinningen i form<br />
av ett tunt skikt med lågsalint vatten närmast ytan i vissa av längsnitten t ex den 09/15 och<br />
08/12.<br />
Om fjorden skulle indelas efter olika vattenmassor har dessa skilda uppehållstider och typiska<br />
rörelsemönster ut och in i fjorden. Det tunna och bräckta ytvattenskiktet strömmar normalt ut<br />
ur fjorden, ett nettoutflöde. Det intermediära lagret har vanligen en nettorörelse in i fjorden<br />
som kompenserar för det utflödande vattnet i ytskiktet. Det intermediära vattnet och ytvattnet<br />
har <strong>till</strong>sammans en uppehållstid i fjorden på 5-20 dygn (Olsson 2007) baserat på veckovisa<br />
mätningar under perioden 2003-2007. Johansson (2010) beräknade den genomsnittliga<br />
uppehållstiden <strong>till</strong> 6 dygn för detta vatten baserat på både strömmätningar vid tröskeln och<br />
hydrografiska mätningar under 2008. Tidvattnet bidrar <strong>till</strong> ett vattenutbyte motsvarande 5<br />
m 3 /s, medan den estuarina- och intermediära cirkulationen bidrar <strong>till</strong> 7,5 m 3 /s vardera. Med ett<br />
medelvattenflöde om totalt 20 m 3 /s, är den genomsnittliga uppehållstiden ovanför tröskeln<br />
cirka 6 dygn.<br />
Bottenvattnet däremot byts betydligt mer sällan. Här sker vattenutbytena mer som distinkta<br />
händelser vilka inte sällan äger rum med stor energi. Mätningarna under 2003-2006 visar att<br />
djupvattenutbyten sker ungefär 5 gånger/år (Olsson, 2007). De flesta av dessa vattenutbyten<br />
sker på så sätt att vatten med hög hastighet, salthalt och täthet strömmar in och ersätter det<br />
gamla djupvattnet under tröskelnivån vilket är den normala utbytesmekanismen för fjordars<br />
djupbassänger (Fig. 2 och 5). Vissa av vattenutbytena sker dock på ett annat sätt dvs utgörs<br />
inte alltid av tungt, salt bottenvatten. Istället ersätts djupvattnet med intermediärt fjordvatten<br />
med relativt låg densitet. Mekanismen för detta är troligtvis att det strömmar in vatten med<br />
stor hastighet över tröskeln vilket ger upphov <strong>till</strong> stark turbulens, blandning och förmodligen<br />
också lokal cirkulation i djupvattnet så att detta blandas upp och snabbt ersätts med<br />
intermediärt vatten. Detta sker vanligen under hösten med strömhastigheter på upp <strong>till</strong> ca 2<br />
knop (ca 1m/sek). Detaljerna bakom denna mekanism är ännu inte helt klarlagda.<br />
Figur 5. Strömhastighetsbestämningar utfördes var femte minut med hjälp av ett ADCPinstrument<br />
vilken placerades strax innanför fjordtröskeln. Figuren visar variationer i<br />
strömhastigheter över tid och djup. Positiva hastigheter är riktade in i fjorden och negativa<br />
hastigheter strömhastigheter ut över fjordtröskeln (Jfr. Fig. 4). Notera inflödet av vatten i<br />
samband med ett djupvattenutbyte den 6 augusti 2008. Efter Johansson (2010).<br />
Fig. 5. Current velocity determinations were performed every five minutes using a ADCP<br />
instrument which was placed just inside the fjord sill. The figure shows the variations in<br />
current velocities against time and depth. Positive velocities are directed into the fjord and<br />
negative velocities out of the fjord passing over the fjord sill (cf. Figure 4). Note the flow of<br />
water in the context of a deep-water exchange on August 6, 2008. After Johansson (2010).<br />
19
Efter kraftiga regn liksom vid snösmältning, förekommer ett ca 1 m tjockt bräckt,<br />
sedimentrikt och beige-ljusbrunt ytvattenskikt i fjorden. Detta är tydligast utvecklat i fjordens<br />
inre del, innanför tröskeln. Efter några dagar sedimenterar sedimentpartiklarna och vattnet är<br />
då klart men brunfärgat av humusämnen. Under föreliggande intensivstudie observerades ett<br />
lågsalint ytvattenskikt med salthalt under 15 ‰ vid flera <strong>till</strong>fällen (Figur 6 visar ett exempel).<br />
Vid de vanligaste vindriktningarna i området, dvs vid vindriktningar mellan sydväst och<br />
nordväst, pressas ytvattnet mot den östra och nordöstra sidan av fjorden. Det innebär att det<br />
färska och det bräckta vattnet, liksom sedimentpartiklar och föroreningsämnen, med vindens<br />
hjälp trycks mot stranden. Ytvattenskiktet blir därmed lite tjockare på denna sida av fjorden<br />
(Fig. 6).<br />
Figur 6. Översikt över tvärprofiler betraktade mot söder i fjorden (för profilernas lokalisering<br />
se Fig. 4). Observationen är gjord den 9 september 2008 och visar att vinden pressar bräckt<br />
ytvatten mot västra stranden. Notera att nära botten kan effekterna av interpoleringen<br />
förorsaka en något felaktig tiltning av isolinjerna. Det översta tvärsnittet anger temperatur,<br />
medan det mellersta visar salthalt och det nedersta tvärsnittet anger densitet. Efter Ödalen<br />
(2012).<br />
Fig. 6. Overview of cross sections viewed to the south of the fjord (see Fig. 4 to view the<br />
location of the profiles). The observation was performed on September 9, 2008, and show that<br />
the wind is pushing the brackish surface water towards the western shore. Note that near the<br />
bottom, the effects of the interpolation result in a slightly inaccurate tilting of the contour<br />
lines. The top section represents temperature, the middle shows the salinity, and the lower<br />
section indicates density. After Ödalen (2012).<br />
I de innersta delarna av fjorden uppträder vid kraftiga regn och höga färskvattenflöden,<br />
extremt låga salthalter i den översta metern. Någon sådan händelse skedde inte under<br />
föreliggande studie, men mycket låga salthalter är konstaterade i Sannäs då fisk och skaldjur<br />
dött i sumpar som placerats inom de översta 100 centimetrarna av vattenmassan. Förmodligen<br />
är ytvattnet i de innersta delarna under sådana här <strong>till</strong>fällen nära nog färskt. Dessa händelser<br />
upprepas vid flera <strong>till</strong>fällen varje år.<br />
20
Den högsta salthalten som uppmätts är 35 ‰ vilket endast inträffar i samband med upwelling<br />
då salt bottenvatten från Skagerrak ersätter det gamla vattnet. Vid dessa <strong>till</strong>fällen är hela<br />
fjordens vattenpelare homogen med samma höga salthalt, från botten upp <strong>till</strong> ytan.<br />
Temperaturen i ytvattnet är mycket variabel då det står i direkt kontakt med atmosfären vilket<br />
innebär effektivt utbyte av värme och temperaturen följer därför <strong>till</strong> stor del lufttemperaturen.<br />
Ytvattentemperaturen varierar mellan 0° eller något lägre, <strong>till</strong> +23°C under den varmaste<br />
perioden på sommarn (Fig. 2 och 3a). Undantagsvis kan ytterligare något högre temperaturer<br />
utvecklas vid kraftiga högtryck i samband med en värmebölja, +26°C har uppmätts i fjorden<br />
vid enstaka <strong>till</strong>fällen. I bottenvattnet, på 30 m djup, varierar temperaturerna mellan +4°C och<br />
+17°C. De högsta temperaturerna utvecklas generellt på sensommaren och hösten efter en<br />
stagnationsperiod då sommarens värmesignal har hunnit tränga ned <strong>till</strong> botten. De allra högsta<br />
temperaturerna i den djupaste delen av fjorden uppträder dock plötsligt i samband med att<br />
varmt intermediärt vatten med hög energi tränger in i fjorden och byter vatten i djupbassängen<br />
(Olsson 2007)(Fig. 2).<br />
Syreförhållanden i fjorden<br />
I Sannäsfjordens djupbassäng vid Saltpannan, uppstår regelbundet perioder av stagnation, dvs<br />
perioder då vattnet blir s<strong>till</strong>astående och inget vattenutbyte sker. De flesta sådana perioder<br />
uppträder mellan januari och september och kan ha en varaktighet på flera månader (Olsson<br />
2007). Under sådana perioder konsumeras syre genom nedbrytning av organiskt material,<br />
såsom planktonorganismer, alger och organiskt material från land. Syre konsumeras också<br />
genom levande organismers respiration, vilka lever i bassängen under språngskiktet. Under<br />
sommaren 2008, mellan 22 augusti och 29 september minskade syrehalterna i Saltpannans<br />
bottenvatten från 2,3 ml/l <strong>till</strong> 0,2 ml/l (Fig. 7,8) (Ödalen 2012). Hur lång stagnationsperioden<br />
varit innan mätningar började inte känt men kan uppskattas från den observerade<br />
syrgasminskningstakten på ca 0,075 ml/l/dag och anta en syrgashalt på 5 ml/l vid<br />
stagnationsperiodens början. Detta ger att stagnationperioden bör ha startat cirka en månad<br />
innan mätningarna började, dvs runt den 20 Juli.<br />
Figur 7. Typiska syrekoncentrationer längs fjorden under sommarförhållanden.<br />
Syrekoncentrationerna (ml O2/L) är interpolerade. Exemplet är från mätningar den 15<br />
september 2008. Varje mätstation är markerade med en vertikal rad av X. Efter Ödalen<br />
(2012). Observera de låga syrehalterna i fjordbassängen och i den innersta 1/3-delen av<br />
fjorden. Jämför Fig. 8, markeringen A-B.<br />
Fig. 7. Typical along-fjord transect of interpolated oxygen concentrations (ml O2/L). The<br />
example profile section is derived from measurements of September 15, 2008. Measurement<br />
sites are marked by column of small X:s. After Ödalen, 2012. Note the low oxygen levels in<br />
the fjord basin and in the innermost third of the fjord. Compare Fig. 8, marked A-B.<br />
21
Figur 8. Samtliga uppmätta syreprofiler från respektive station (Fig. 4) i ett längdsnitt i<br />
fjordens riktning. Det råder i stort sett syrebrist i bottenvattnet vid nästa alla mät<strong>till</strong>fällen i<br />
fjorden. På stationerna 7, 9 och 11 (Fig. 4) var det låga syrehalter i bottenvattnet vid<br />
samtliga mätdatum utom den 9 september 2008 (ljusgrön linjen). Syrehalten anges i ml/l.<br />
Efter Ödalen (2012).<br />
Fig. 8. All measured oxygen profiles from every station (Fig. 4) in the along-fjord transect.<br />
Almost all stations exhibit deficiency in the bottom water for nearly all measurement<br />
occasions. Station 7, 8 and 11 have oxygen-deficient bottom water on all occasions except on<br />
September 9, 2008. (light green line). The conc. of oxygen is expressed as ml/l. After Ödalen,<br />
2012.<br />
Syre konsumeras också genom levande organismers respiration, vilka lever i bassängen under<br />
språngskiktet. Salt och temperaturdata från sommaren 2008 visar att det skedde ett inflöde av<br />
nytt djupvatten mellan den 5 och 12 augusti och att det sen var en stagnationsperiod fram <strong>till</strong><br />
mätningarna slutade den 20 september. Mellan 22 augusti och 29 september minskade<br />
syrehalterna i Saltpannans bottenvatten från 2,3 ml/l <strong>till</strong> 0,2 ml/l (Fig. 7 och 8). Detta ger en<br />
observerad syrgasminskningstakt på ca 0,075 ml/l/dag vilket betyder att all syrgas i<br />
djupvattnet kan konsumeras på ca 2,5 månader om man exempelvis antar att syrgashalten<br />
initialt är 6 ml/l (typisk syrgashalt för mättat ytvatten vid sommartemperatur). Den initiala<br />
syrgashalten för den observerade stagnationsperioden var dock troligen relativt låg, ca 3 ml/l<br />
baserat på minskningstakten, vilket tyder på att djupvattnet ersattes med relativt syrgasfattigt<br />
vatten eller att det inflödande vattnet hade hög syrgashalt men att det blandades med<br />
kvarvarande vatten och endast ersatte en del av djupvattenvolymen.<br />
De flesta stationerna längs fjorden uppvisade syrebrist i bottenvattnet vid nästan alla<br />
mät<strong>till</strong>fällen under perioden juni <strong>till</strong> september 2008. Även de innersta stationerna på relativt<br />
grunt vatten uppvisade syrebrist och svarta sediment. På stationerna 7, 9 och 11, rådde<br />
syrebrist i bottenvattnet vid samtliga mät<strong>till</strong>fällen utom den 9 september 2008 (Ödalen, 2012)<br />
(Fig. 8). Denna typ av syrebrist nära botten på relativt grunda områden har inte dokumenterats<br />
tidigare vid Bohuskusten. I så grunda områden är syrebrist vid botten normalt en ovanlig<br />
företeelse då vattenomsättningen och omblandningen oftast transporterar ner <strong>till</strong>räckligt med<br />
22
nytt syre. Under augusti och september 2008 uppmättes på endast 5-10 m vattendjup<br />
syrehalter som varierade mellan 0,8 och 0,2 ml/l (Fig. 7-8). Mätningarna utfördes ca 50 cm<br />
över bottenytan, vilket normalt innebär ännu lägre halter vid själva sedimentytan, dvs<br />
sediment-vattengränsen. Att ännu lägre syrehalter rådde på sedimentytan bekräftades av den<br />
rikliga förekomsten av svavelbakterien Beggiatoa och av den svarta färgen på sedimentytan.<br />
6.2 Bottendynamik<br />
För att klarlägga bottenförhållandena i anslutning <strong>till</strong> provtagningsstationerna bedömdes och<br />
dokumenterades sedimentkärnorna okulärt och med röntgenteknik. Därefter analyserades<br />
sedimentets vattenhalt och innehåll av organiskt material. Miljöövervakning och retrospektiva<br />
studier (historiska haltförändringar i sedimenten) kan utföras framgångsrikt endast på<br />
ackumulationsbottnar, som har en kontinuerlig deposition av finsediment (
Fördelningen av kol (TOC) och kväve (TN) längs fjordprofilen visas i Fig. 9 och Tabell 3.<br />
Resultaten av analyserna visar att kolvärdena i fjorden är relativt konstanta i fjorden med<br />
värden varierande mellan ca 5 och 6%. Något lägre värden påträffades i station SSK08-1<br />
längst in i fjorden och i de två yttersta stationerna (SSK08-8 och SSK08-9) (Fig. 9).<br />
Kvävevärdena varierar efter ett likartat mönster. Motsvarande mönster ses följaktligen också i<br />
C/N-kvoterna, här med värden generellt med liten variation mellan 9 och 10 (Fig. 9 och<br />
Tabell 3).<br />
Tabell 3. Totala halten organiskt kol respektive kväve i ytsedimenten<br />
i Sannäsfjorden.<br />
Tab. 3. Total content of organic carbon and nitrogen in surface<br />
sediments in the Sannäs Fjord.<br />
Station Enhet TOC TN C/N‐kvot<br />
SSK08‐1 % 4,5 0,5 8,5<br />
SSK08‐2 % 5,4 0,7 8,2<br />
SSK09‐2,5 % 5,7 0,7 8,2<br />
SSK08‐3 % 5,4 0,6 8,6<br />
SSK08‐4 % 5,6 0,6 8,6<br />
SSK09‐4,5 % 5,3 0,6 8,3<br />
SSK08‐5 % 5,6 0,7 8,4<br />
SSK09‐5,5 % 5,4 0,7 8,3<br />
SSK08‐6,5 % 5,8 0,7 8,2<br />
SSK08‐7 % 4,1 0,4 9,3<br />
SSK08‐8 % 4,7 0,5 8,7<br />
SSK08‐9 % 4,6 0,5 8,6<br />
SSK08‐10 %<br />
SSK08‐11B %<br />
SSK10‐11A %<br />
6.3 Fördelningen av tungmetaller i Sannäsfjordens ytsediment<br />
Figur 10a-b och Tabell 4, visar halterna för 4 respektive 6 tungmetaller i ytsedimenten från 10<br />
provtagningsstationer längs en transekt från inre delen av Sannäsfjorden <strong>till</strong> området vid<br />
Västbacken utanför Sannäsfjorden (Fig. 1). För de absoluta /okorrigerade tungmetallhalterna<br />
som uppträder i sedimenten visar halterna en generell ökning från den innersta stationen<br />
(SSK08-1) ut <strong>till</strong> djupbassängen, där tungmetallhalterna kulminerar (Fig. 10a-b). Utanför<br />
fjordtröskeln (SSK09-5,5 – SSK08-9) visar resultaten på en svagt minskande trend ut mot<br />
Kosterhavet.<br />
Arsenik (As), uppvisar generellt en liten <strong>till</strong> obetydlig avvikelse för samtliga analyserade<br />
stationen, förutom i fjordens djupbassäng (Saltpannan), där avvikelsen är tydlig (klass 3)<br />
(Tabell 4).<br />
Kadmium (Cd), fördelar sig relativt jämnt i fjorden. Halterna är relativt låga och ingår<br />
generellt i klass 2, liten avvikelse. I fjordens yttersta delar är halterna som lägst, station 7 går<br />
in under klass 1, ingen/obetydlig avvikelse.<br />
24
Kobolt (Co), uppträder endast i låga halter i hela fjorden och sorterar därför under klassen<br />
ingen/obetydlig avvikelse.<br />
Krom (Cr), uppvisar en liten avvikelse i stationerna SSK08-4 och SSK09-4,5 (klass 2). I<br />
övriga stationer är avvikelsen ingen/obetydlig (klass 1).<br />
Figur 10a-b. Koncentrationen av åtta analyserade tungmetaller (V, Zn, Cd, Hg, As, Co, Cr,<br />
Cu, Ni och Pb mg/kg ts) i ytsedimenten (0-1 cm) på respektive station i ett längdsnitt i<br />
Sannäsfjorden 2008 (Jfr. Fig.1).<br />
Fig. 10a-b. The concentration of eight analyzed heavy metals (V, Zn, Cd, Hg, As, Co, Cr, Cu,<br />
Ni and Pb mg / kg dry weight) in surface sediments (0-1 cm) at each station in a longitudinal<br />
section of the Sannäs Fjord in 2008 (cf. Fig.1).<br />
25
Koppar (Cu), uppvisar en tydlig avvikelse (klass 3) i stationerna SSK09-4,5 och SSK08-5, i<br />
djupbassängen. Övriga delar av fjordområdet uppvisar endast en liten avvikelse (klass 2) (Fig.<br />
10b och 11, samt Tabell 4).<br />
Kvicksilver (Hg) uppvisar dock ett avvikande mönster från de övriga metallerna genom att<br />
halten kulminerar på station 6,5 med stor avvikelse (klass 4) från jämförelsevärden. Därefter<br />
minskar kvicksilverhalterna långsamt <strong>till</strong> tydlig avvikelse (klass 3) från station SSK08-7 och<br />
ut ur fjorden (Fig. 10a och Tabell 4). I djupare sedimentprover från samma kärna avtar<br />
kvicksilverhalten snabbt nedåt i lagerföljden och blir normal på endast några få centimeters<br />
djup.<br />
Tabell 4. Ytsedimentens (0–2 cm) miljökvalitet i Sannäsfjorden med avseende på metaller<br />
2008 – 2009. Klassning enligt svenska bedömningsgrunder för kust och hav<br />
(Naturvårdsverket 1999, 2001).<br />
Ej analyserat = n.a.<br />
Tab. 4. The environmental quality of the surface sediments (0–2 cm) in the Sannäs Fjord in<br />
respect of metals 2008 – 2009. Classification according to Swedish criteria for coastal and<br />
ocean (EPA 1999, 2001). Not analyzed = n.a.<br />
1<br />
Station Enhet Arsenik Kadmium Kobolt Krom Koppar Kvicksilver Nickel Bly Vanadin Zink<br />
As Cd Co Cr Cu Hg Ni Pb V Zn<br />
SSK08‐1 mg/kg TS 8,0 0,41 7,5 33 23 0,10 20 22 59 121<br />
SSK08‐2 mg/kg TS<br />
SSK08‐2,5 mg/kg TS<br />
SSK08‐3 mg/kg TS<br />
SSK08‐4 mg/kg TS<br />
9,7<br />
9,4<br />
11<br />
14<br />
0,37<br />
0,43<br />
0,41<br />
0,24<br />
7,5<br />
6,4<br />
7,3<br />
8,0<br />
38<br />
33<br />
38<br />
44<br />
24<br />
22<br />
27<br />
28<br />
0,08<br />
0,09<br />
0,09<br />
0,17<br />
21<br />
18<br />
21<br />
23<br />
21<br />
21<br />
24<br />
28<br />
66<br />
58<br />
68<br />
78<br />
118<br />
105<br />
120<br />
130<br />
SSK09‐4,5 mg/kg TS<br />
SSK08‐5 mg/kg TS<br />
SSK09‐5,5 mg/kg TS<br />
SSK08‐6,5 mg/kg TS<br />
SSK08‐7 mg/kg TS<br />
SSK08‐8 mg/kg TS<br />
n.a.<br />
21<br />
17<br />
17<br />
9,9<br />
15<br />
0,42<br />
0,48<br />
0,30<br />
0,34<br />
0,19<br />
0,22<br />
n.a.<br />
7,3<br />
6,5<br />
6,4<br />
5,7<br />
5,9<br />
41<br />
39<br />
38<br />
37<br />
32<br />
33<br />
32<br />
30<br />
25<br />
27<br />
21<br />
23<br />
n.a.<br />
0,37<br />
0,13<br />
0,51<br />
0,31<br />
0,25<br />
n.a.<br />
22<br />
22<br />
22<br />
18<br />
20<br />
32<br />
28<br />
27<br />
31<br />
25<br />
23<br />
n.a.<br />
79<br />
62<br />
57<br />
52<br />
55<br />
129<br />
128<br />
103<br />
107<br />
85<br />
87<br />
SSK08‐9 mg/kg TS 14 0,30 5,9 32 32 0,19 20 24 52 83<br />
Avvikelseklassning metaller<br />
Naturvårdsverket 1999<br />
Klass 1 Ingen/obetydlig avvikelse<br />
Klass 2 Liten avvikelse<br />
Klass 3 Tydlig avvikelse<br />
Klass 4 Stor avvikelse<br />
Klass 5 Mycket stor avvikelse<br />
Nickel (Ni), har genomgående ingen/obetydlig avvikelse (klass 1) i samtliga stationer.<br />
Bly (Pb), uppvisar en liten avvikelse (klass 2) i stationerna 4 – 6,5, medan övriga stationer har<br />
en avvikelse som klassas som ingen/obetydlig (klass 1) (Fig. 10b, 11 och Tabell 4).<br />
Vanadin (V), har generellt högre medelvärden i Sannäsfjorden än för kusten i övrigt och är<br />
därmed jämförbar med Saltkällefjorden, Byfjorden/Havstensfjorden, Stenungsund och<br />
Göteborg (Cato, 2006). Ämnet vanadin saknar dock ännu klassning och kan därför inte<br />
värderas med avseende på belastnings-/avvikelsegrad. Jämförbara och liknande och t.o.m.<br />
lägre värden från fjordar med tung industri längs Bohuskusten antyder dock att Sannäsfjorden<br />
är belastad.<br />
26
Zink (Zn), uppvisar en tydlig avvikelse i stationerna SSK08-4, SSK09-4,5 och SSK08-5<br />
(klass 3). I övriga analyserade stationer uppvisar metallen en liten avvikelse (klass 2) (Fig.<br />
10a, 11 och Tabell 3 och 4.<br />
Figur 11. Koncentrationen av tungmetallerna Cu, Pb och Zn (mg/kg ts) (ofta förekommande i<br />
maritima verksamheter och i båtbottenfärger) i ytsedimenten (0–1 cm) på respektive station i<br />
ett längdsnitt i Sannäsfjorden 2008 (Jfr. Fig.1).<br />
Fig. 11. The concentration of heavy metals Cu, Pb and Zn (mg / kg DM) (common in<br />
antifouling paints) in surface sediments (0–1 cm) at each station in a longitudinal section of<br />
Sannäs Fjord 2008 (compare Fig.1).<br />
6.4 Metallvärden normaliserade mot kol<br />
För tungmetallhalter normaliserade mot kol, vilket korrigerar för avvikelser i<br />
sedimentsammansättning mellan olika stationer, framträder ett otydligt mönster med generellt<br />
högre relativa metallvärden inne i fjorden, speciellt i djupbassängen och relativt lägre värden<br />
utanför fjordtröskeln (Fig. 12). Dock uppvisar kvicksilvret också för normaliserade värdena<br />
ett tydligt avvikande mönster, där kvicksilver kulminerar i station SSK08-6,5 med en<br />
avklingning ut ur fjorden. De högsta normaliserade värdena av kvicksilver påträffas utanför<br />
fjordtröskeln, vilket antyder förekomsten av en <strong>till</strong> station SSK08-6,5 närliggande punktkälla.<br />
6.5 Fördelningen av organiska miljögifter i Sannäsfjordens ytsediment<br />
6.5.1 Organiska tennföreningar<br />
Analysresultaten för butyltenn på fem stationer i fjorden visade tydligt hur butyltennhalterna<br />
varierade beroende på närheten <strong>till</strong> båtupptagningsanläggningen och hamnen i Sannäs. TBTvärdena<br />
för fjorden på stationerna 3 och 5 är mycket låga (Fig. 13). På stationerna 10 (utanför<br />
27
hamnen, flytbryggan), på 5,5 m vattendjup och 11B, utanför båtupptagningsanläggningen, på<br />
7,5 m vattendjup, uppträder något förhöjda halter men de är likväl mycket låga. In<strong>till</strong><br />
båtupptaget däremot, på station 11A, ca 15 m söder om spolplattan, uppmättes 270µg/kg TS<br />
vilket med stor marginal passerar gränsen för klass 5, mycket hög avvikelse, en gräns vilken<br />
brukar placeras vid 100µg/kg TS.<br />
Figur 12a-b. Koncentrationen av åtta analyserade tungmetaller (V, Zn, Cd, Hg, As, Co, Cr,<br />
Cu, Ni och Pb mg/kg ts) normaliserade mot kol i ytsedimenten (0-1 cm) på respektive station i<br />
ett längdsnitt i Sannäsfjorden 2008.<br />
Fig. 12a–b. The concentration of eight analyzed heavy metals (V, Zn, Cd, Hg, As, Co, Cr, Cu,<br />
Ni and Pb mg / kg dw) normalized against carbon in surface sediments (0–1 cm) at each<br />
station in a longitudinal section of Sannäs Fjord 2008.<br />
28
Figur 13. Innehåll av TBT (tributyltenn) i ytsedimenten i Sannäsfjorden. (Modifierad efter<br />
Bengtsson och Cato, 2012). För geografisk orientering se fig. 1.<br />
Fig. 13. Contents of TBT (tributyltin) in the surface sediment in the Sannäs Fjord. (Modified<br />
after Bengtsson and Cato, 2012). For location see fig. 1.<br />
6.5.2 Polycykliska aromatiska kolväten (PAH)<br />
Analysresultaten avseende polycykliska aromatiska kolväteföreningar (PAH) visar ett tydligt<br />
mönster i fjorden med en ökning för i stort sett alla 15 identifierade PAH:er, från den innersta<br />
stationen och utåt i Sannäsfjorden (Fig. 14 och Tabell 5). Flera av dessa ämnen är starkt<br />
cancerframkallande. PAH:erna visar en signifikant ökning i nivå med samhället Sannäs (Stn<br />
3) och därefter en konstant förhöjning av koncentrationerna mot fjordens mynning (Fig. 14).<br />
Koncentrationen av Summan för 11 PAH i ytsedimenten varierar mellan 223 och 719 μg/kg<br />
torrsubstans (Tabell 5). Det är framför allt de ingående specifika ämnena Pyren,<br />
Benso(a)antracen, krysen, Benso(b)flouranten, Benso(k)flouranten, Benso(a)byren,<br />
Benso(g,h,i)perylen, Indeno(1,2,3-cd)pyren, som varierar från klass 2 (låg halt) i fjordens<br />
innersta del och ökar successivt <strong>till</strong> klass 3 (medelhög halt) för att ytterligare öka utåt i fjorden<br />
<strong>till</strong> höga halter klass 4 (Fig. 14 och Tabell 5). Speciellt viktiga är Pyren, Benso(a)antracen,<br />
krysen, Benso(b)flouranten, Benso(k)flouranten, Benso(a)byren, Benso(g,h,i)perylen,<br />
Indeno(1,2,3-cd)pyren (Tabell 5), vilka uppvisar höga halter, klass 4, i fjorden varav flertalet<br />
är starkt cancerframkallande.<br />
29
Figur 14. Halterna av PAH (Polycykliska aromatiska kolväten) i Sannäsfjordens ytsediment<br />
(0–1 cm).<br />
Fig. 14. Concentrations of PAHs (Polycyclic Aromatic Hydrocarbons) in surface sediments<br />
(0–1 cm) of the Sannäs Fjord.<br />
Tabell 5. Sedimentens miljökvalitet i Sannäsfjorden med avseende på<br />
polycykliska aromatiska kolväten (PAH) 2008-2009. Klassning enligt<br />
svenska bedömningsgrunder för kust och hav (Naturvårdsverket 2001).<br />
Tab. 5. Sediment environmental quality in Sannäs Fjord for polycyclic<br />
aromatic hydrocarbons (PAHs) from 2008 to 2009.<br />
Classification according to Swedish assessment criteria for<br />
coastal and ocean (Naturvårdsverket 2001).<br />
Förening Station SSK08‐1 SSK08‐2,5 SSK08‐3 SSK07‐4.5 SSK08‐6.5<br />
Djup (cm) 0‐1 cm 0‐1 cm 0‐1 cm 0‐1 cm 0‐1 cm<br />
PAH Enhet ug/kg TS ug/kg TS ug/kg TS ug/kg TS ug/kg TS<br />
Nafalen 2,2 3,3 4,7 7,0 7,0<br />
Acenaften
6.5.3 Polyklorerade bifenyler (PCB)<br />
Koncentrationen av Total PCB-halt i ytsedimenten varierar mellan 17 och 43 μg/kg<br />
torrsubstans (Fig. 15 och Tabell 6). Föroreningen av PCB:er ökar från de innersta delarna av<br />
fjorden som har en medelhög halt (klass 3) för att vid samhället Sannäs öka signifikant <strong>till</strong><br />
hög halt (klass 4). Därefter fortsätter halterna att öka och kulminerar i djupbassängen (klass 4)<br />
följt av en svag minskning utanför tröskelområdet. Halten i den yttersta stationen befinner sig<br />
emellertid fortfarande inom klass 4, hög halt (Tabell 6).<br />
Figur 15. Ytsedimentets (0–1 cm) halt av summan 7 PCB och total-PCB (Polyklorerade<br />
bifenyler), samt summan HCB (Hexaklorbensen) i Sannäsfjorden.<br />
Fig. 15. Surface sediment (0–1 cm) content of the sum of 7 PCBs and total PCBs<br />
(Polychlorinated biphenyls), and the sum of HCB (Hexachlorobenzene) in the Sannäs Fjord.<br />
6.5.4 Bekämpningsmedel<br />
I föreliggande studie utgörs dessa av: HCB, HCH, klordaner och DDT (Fig. 15-18; Tabell 6-<br />
10). Bekämpningsmedlet HCB uppvisar generellt halter under detektionsgränsen, men i<br />
stationerna 4,5 (djupbassängen) och station 6,5 (utanför tröskelområdet) uppmättes medelhög<br />
halt (klass 3) (Fig. 15, Tabell 6). HCB-koncentrationerna varierar mellan, under<br />
detektionsgränsen,
Tabell 6. Sedimentens miljökvalitet i Sannäsfjordens sediment med<br />
avseende på hexaklorbensen (HCB) och polyklorerade bifenyler (PCB)<br />
2008-2009. Klassning enligt svenska bedömningsgrunder för kust och hav<br />
(Naturvårdsverket 2001).<br />
Tab. 6. The environmental quality of the sediment in the Sannäs fjord<br />
with respect to hexachlorobenzene (HCB) and polychlorinated<br />
biphenyls (PCBs) from 2008 to 2009. Classification according to Swedish<br />
assessment criteria for coastal and ocean (Naturvårdsverket 2001).<br />
Förening Station SSK08‐1 SSK08‐2,5 SSK08‐3 SSK07‐4.5 SSK08‐6.5<br />
HCB Djup (cm) 0‐1 cm 0‐1 cm 0‐1 cm 0‐1 cm 0‐1 cm<br />
PCB Enhet ug/kg TS ug/kg TS ug/kg TS ug/kg TS ug/kg TS<br />
HCB
Tabell 7. Sedimentens miljökvalitet i Sannäsfjordens sediment med avseende på<br />
hexaklorhexaner (HCH) 2008-2009. Klassning enligt svenska bedömningsgrunder för kust<br />
och hav (Naturvårdsverket 2001).<br />
Tab. 7. Sediment environmental quality in Sannäs Fjord sediments for<br />
hexaklorhexaner (HCH) 2008-2009. Classification according to Swedish<br />
assessment criteria for coastal and ocean (Naturvårdsverket 2001).<br />
Förening Station SSK08‐1 SSK08‐2,5 SSK08‐3 SSK07‐4.5 SSK08‐6.5<br />
Djup (cm) 0‐1 cm 0‐1 cm 0‐1 cm 0‐1 cm 0‐1 cm<br />
HCH Enhet ug/kg TS ug/kg TS ug/kg TS ug/kg TS ug/kg TS<br />
a‐HCH
Tabell 8. Sedimentens miljökvalitet i Sannäsfjorden med avseende på klordaner<br />
2008-2009. Klassning enligt svenska bedömningsgrunder för kust och hav<br />
(Naturvårdsverket 2001).<br />
Tab. 8. The environmental quality of the sediments in the Sannäs Fjord with<br />
respect to klordaner 2008-2009. Classification according to Swedish criteria for<br />
coastal and ocean (Naturvårdsverket 2001).<br />
Förening Station SSK08‐1 SSK08‐2,5 SSK08‐3 SSK07‐4.5 SSK08‐6.5<br />
Djup (cm) 0‐1 cm 0‐1 cm 0‐1 cm 0‐1 cm 0‐1 cm<br />
Klordan Enhet ug/kg TS ug/kg TS ug/kg TS ug/kg TS ug/kg TS<br />
g‐klordan
Tabell 9. Sedimentens miljökvalitet i Sannäsfjorden med avseende på<br />
diklordifenyltrikloretan 2008-2009. Klassning enligt svenska bedömningsgrunder<br />
för kust och hav (Naturvårdsverket 2001).<br />
Tab. 9. The environmental quality of the sediments in the Sannäs Fjord with respect to<br />
dichlorodiphenyltrichloroethane 2008-2009. Classification according to Swedish<br />
criteria for coastal and ocean (Naturvårdsverket 2001).<br />
Förening Station SSK08‐1 SSK08‐2,5 SSK08‐3 SSK07‐4.5 SSK08‐6.5<br />
Djup (cm) 0‐1 cm 0‐1 cm 0‐1 cm 0‐1 cm 0‐1 cm<br />
DDT Enhet ug/kg TS ug/kg TS ug/kg TS ug/kg TS ug/kg TS<br />
p,p‐DDT
ut ur fjorden på olika nivåer men som kännetecknas av en inåtgående ström i medeltal, vilken<br />
kompenserar för utflödet av ytvatten. Den tredje vattenmassan, 3. är bassängvattnet, dvs<br />
vattnet under tröskeldjupet. Detta vatten utgörs av intermediärt Skagerrakvatten med hög<br />
(normal) salthalt, som periodvis är stagnant (Olsson, 2007; Johansson, 2010; Ödalen, 2012).<br />
Studierna visar att fjorden har ett typiskt horisontellt cirkulationsmönster med, inströmning av<br />
ytvatten längs syd- och västsidan av fjorden och utströmning längs med den norra sidan. Den<br />
utgående ytströmmen transporterar bort färskvatten liksom medföljande sedimentpartiklar,<br />
planktonalger, flytande fintrådiga alger och föroreningsämnen. Uppehållstiden för den översta<br />
vattenmassan (0-8 m) är i genomsnitt ca 6 dygn (Johansson, 2010)baserat på mätningar under<br />
sommaren 2008.<br />
Sedimentationen av sedimentpartiklar, alger och föroreningsämnen sedimenterar alltså<br />
samtidigt som partiklarna har en nettorörelse ut mot fjordmynningen. Högst är energin i<br />
anslutning <strong>till</strong> de trängre och grundare passagerna. En sådan är fjordens grunda tröskel vid<br />
Saltpannan.<br />
Den höga ackumulationen av sediment i djupbassängen innanför tröskeln, ca 10-13mm/år,<br />
orsakas av dels av det relativt stora avståndet <strong>till</strong> Skärboälvens utlopp längst in i fjorden,<br />
vilket gör att partiklarna hinner sedimentera inne i fjorden. Dessutom öppnar sig fjorden och<br />
blir bredare vid Saltpannan vilket minskar transportenergin (jfr. Fig. 4) Djuphålan skapar<br />
också en ”tratteffekt” vilket ökar sedimentationen i djupbassängen. Till detta kommer den<br />
inåtgående strömmen av intermediärt vatten mellan 1 och 8 m vattendjup, som återför<br />
partiklar under pågående sedimentation inåt i fjorden. Detta fenomen innebär att när<br />
partiklarna sjunkit ca. 1 m byter de transportriktning och transporteras därefter in i fjorden<br />
igen och kan fortsätta sedimentationsprocessen på insidan tröskeln. Vid högtryck och efter<br />
perioder med ringa nederbörd är transporten av ytvatten relativt låg och uppehållstiden längre<br />
inne i fjorden. Vid sådana perioder ackumuleras sedimenten nära <strong>till</strong>flödena och<br />
planktonalger sedimenterar över hela fjorden och relativt vertikalt. Generellt flockulerar också<br />
sedimentpariklarna så fort de når det salta havsvattnet vilket innebär att mycket små<br />
sedimentpartiklar såsom lera och silt klumpar ihop sig <strong>till</strong> aggregat som sedimenterar<br />
snabbare än enskilda partiklar. Dessa processer innebär att fjorden fungerar som en<br />
sedimentfälla, eller sedimentationsbassäng, vilket förklarar de generellt höga<br />
ackumulationshastigheterna i fjorden, där djupbassängen representerar ett område med<br />
mycket hög ackumulation (Tabell 1). Hög ackumulation av finkorniga och organiskt rika<br />
sediment innebär också att miljögifter ackumuleras på platsen då dessa vanligen binds <strong>till</strong><br />
organiska partiklar och/eller <strong>till</strong> mineralpartiklar.<br />
Halterna av organiskt kol i fjordsedimenten (Fig. 9) visar att fjordmiljön är näringsrik och<br />
med hög produktivitet. Tillsammans med kvävehalterna och kol/kvävekvoten med C/Nvärden<br />
mellan 8 och 9 styrker detta att fjorden är relativt näringsrik och har en relativt hög<br />
primärproduktion vilket fjorden har gemensamt med flera liknande estuarier, fjordar och<br />
skärgårdsmiljöer längs Bohuskusten (Cato, 1997, 2006). Värdena i Sannäsfjorden är<br />
följaktligen relativt normala, inte avvikande eller extrema.<br />
Syrebrist<br />
Eftersom fjorden är en tröskelfjord innebär det att vattenutbytet i systemet är begränsat genom<br />
att tröskeln förhindrar passage av vatten. Tröskeldjupet i Sannäsfjorden är 8m, vilket innebär<br />
att vattenmassor som befinner sig djupare än ca.8 m innanför tröskeln lätt blir stagnant och<br />
s<strong>till</strong>astående. Särskilt gäller detta djupvattnet i bassängen vid Saltpannan. Här har uppmätts<br />
stagnationsperioder av upp <strong>till</strong> 5 månader (Nordberg, opublicerat material; Olsson, 2007).<br />
Sedimentpartiklar och alger som ackumuleras på bottnarna bryts ned av bakterier och av djur<br />
som lever i och av sedimenten samt i bottenvattnet, en aktiv process som förbrukar syre i<br />
bottenvattnet. Periodvis uppstår då syrebrist i bottenvattnet, med syrehalter nära 0 ml/L eller<br />
36
ännu lägre. Vid provtagningar här har laminering observerats, vilken senare grävts sönder av<br />
bottenorganismer sedan bottnarna åter syresatts i samband med vattenutbyten. Inom projektet<br />
har vi uppmätt så låga syrehalter som 0,15ml/l 30cm ovanför sedimentytan i djuphålan, vilket<br />
innebär att botten är syrefri. Denna företeelse med syrebrist i djupbassänger i samband med<br />
stagnationsperioder är utbredd längs kusten (Nordberg m fl., 2000, 2001; Gustafsson &<br />
Nordberg, 2002; Filipsson & Nordberg, 2004) och kan betecknas som normal. Vad som<br />
emellertid inte uppmärksammats tidigare är syrebrist på grunda bottnar, dvs på vattendjup av<br />
endast 5 – 12 m (Fig. 8). Detta kan bero på, dels att fenomenet är relativt nytt och dels att<br />
mätningar inte rutinmässigt utförs på dessa grunda vattendjup. Inom föreliggande studier<br />
kunde detta dock dokumenteras i hela fjorden, från mynningen vid Västbacken (Fig. 1) och in<br />
<strong>till</strong> den innersta delen av Sannäsfjorden vid Skärboälven. Syrebristen upptäcktes första<br />
gången sommaren 2008. Sedimentundersökningarna visade att företeelsen förekommit sedan<br />
1990-talet i den inre delen av fjorden, från Sannäs samhälle och in <strong>till</strong> de innersta delarna.<br />
Utbredningen förefaller att öka med tiden.<br />
De syrefria områdena karaktäriseras av svarta sediment (Fig. 19 och 20) med svavelbakterier<br />
(Beggiatoa), på enstaka stationer laminerade sediment, samt avsaknad av bottenlevande<br />
organismer och fisk. Fenomenet har börjat uppträda under de senaste 10-20 åren och inte<br />
sedan slutet på 1980-talet har bottenlevande fisk fångats i de inre delarna av fjorden under<br />
juli-september, detta trots att man inte känner <strong>till</strong> några nya föroreningskällor. Liknande låga<br />
syrehalter har de senaste åren också registrerats av Länsstyrelsen i skärgårds miljöer längs<br />
Bohuskusten, med de allvarligaste syrebristförhållandena och förhöjda fosfathalter i grunda<br />
bottenvattenmiljöer i norra Bohuslän (Klingberg, pers komm. 2011).<br />
C<br />
B<br />
A<br />
37<br />
Figur 19. Utbredning av syrebrist och<br />
svarta sediment i fjorden i september<br />
2009. A-B markerar profilsträckningen<br />
från innersta delen i fjorden (A) <strong>till</strong><br />
fjordtröskeln (B) och Västbacken (C)<br />
(Jfr. Fig. 7).<br />
Fig. 19. Distribution of oxygen<br />
depletion and black sediments in the<br />
fjord in September 2009. A-B marks the<br />
route profile from innermost part of the<br />
fjord (A) fjord sill (B) and Västbacken<br />
(C) (cf. Fig. 7).<br />
Att denna syrebrist uppstår i de inre delarna av fjorden är anmärkningsvärt men går att<br />
förklara. Fenomenet uppträder på sensommaren och hösten under perioder då vattnet är har en<br />
kraftig salthaltskiktning i närheten av tröskeldjupet, dvs salthalten ökar plötsligt vid djupet för
denna nivå. Över grunda områden med samma eller nästan samma djup som tröskeldjupet<br />
bildas då ett tunt bottenvattenskikt med hög salthalt. Detta skikt har ett begränsat vattenutbyte<br />
med havet eftersom det ligger nära tröskeldjupet och kommunicerar dessutom med<br />
överliggande vatten i liten omfattning eftersom turbulensen och därigenom diffusionen<br />
begränsas av den starka skiktningen. De högre sommartemperaturerna innebär lägre löslighet<br />
för syre i vattnet och snabbare, syrekonsumerande nedbrytningsprocesser av organiskt<br />
material i det tunna bottenvattenskiktet. Detta skikt är tunt, vilket innebär att volymen är liten<br />
och att syret snabbt konsumeras. Denna företeelse liknar den som rådde i Laholmsbukten på<br />
1980-talet då stora bottenarealer blev helt syrefria med följande allvarlig bottendöd (t ex<br />
Rosenberg m fl., 1991, 1996, 1997).<br />
Syrebristen i fjordens djupvatten upphör vanligen snabbt vid stora vattenutbyten då friskt<br />
Skagerrakvatten tränger bort det äldre syrefattiga vattnet. Vid <strong>till</strong>fällen med kraftiga<br />
intermediära vattenutbyten, eller storm<strong>till</strong>fällen, transporteras syrerikt vatten in i de grundare<br />
områdena så att systemet ovanför tröskeldjupet syresätts. Dessa processer går i allmänhet<br />
Figur 20. Sedimentkärnor från station 2,5 i Sannäsfjorden med anoxiska förhållanden i<br />
ytsedimenten (Jfr. Fig. 1, 7 och 19). Foto Kjell Nordberg.<br />
Fig. 20. Sediment cores from station 2,5 in the Sannäs Fjord with anoxic conditions in the<br />
surface sediments (compare Figures 1, 7 and 19). Photo Kjell Nordberg.<br />
38
snabbt och systemet ventileras inom loppet av några få dagar. Dock återgår systemet också<br />
snabbt <strong>till</strong> syrefattig miljö när systemet stabiliserats (Ödalen, 2012).<br />
I Sannäsfjorden är detta som nämnts, en ny företeelse. Orsakerna <strong>till</strong> detta är ännu inte helt<br />
klarlagda men tänkbara förklaringar och hypoteser finns. Näringsämnen som <strong>till</strong>förs fjorden<br />
på sommaren från land antas inte ha ökat under de senaste 30 åren då jordbruket i regionen<br />
inte ökat utan snarare minskat något. Nedläggningen av jordbruk och kraftig minskning av<br />
kreatursbesättningar har karaktäriserat regionen sedan 1960 – 1970–talen. Användandet av<br />
gödsel inom jordbruket har också minskat och blivit mer reglerad. Utsläpp av avloppsvatten<br />
eller industriutsläpp saknas i stort sätt och Sannäs samhälle upphörde helt med sådana utsläpp<br />
då allt avloppsvatten överfördes genom en rörledning <strong>till</strong> Grebbestads reningsverk från och<br />
med 1991. De oceanografiska förhållandena och sommarklimatet har heller inte förändrats på<br />
något signifikant vis över tid (SMHI, 2006). En stor förändring har emellertid ägt rum. Sedan<br />
1960 –1970-talen har fritidsbåtarnas antal ökat dramatiskt, liksom motorer och motorstyrkor<br />
har ökat kraftigt. Moderna motorer släpper ut avgaserna under vattenytan, i propellercentrum.<br />
Avgaserna piskas sönder av propellerrörelserna och avgaserna tvättas ur i vattnet, vilket <strong>till</strong>för<br />
både kolföreningar som CO2 och CO, PAH:er och kväveföreningar. Detta bidrar <strong>till</strong> både<br />
gödsling och försurning av vattnen. I norra halvan av Bohuslän finns idag ca 21 500 kända<br />
båtplatser för fritidsbåtar och ca 10 000 köar för nya platser. Under 1960 och 1970-talen fanns<br />
endast en bråkdel av dessa båtar och då med betydligt mindre motorer, samt avgasutsläpp i<br />
luften.<br />
7.2 Metaller<br />
De olika halterna av tungmetaller i Sannäsfjorden visar på en nettotransport från de innersta<br />
delarna och utåt i fjorden och den största ackumulationen av tungmetaller och flertalet andra<br />
föroreningsämnen sker i djupbassängen (Saltpannan) innanför tröskeln (Fig.1 och 10a-b).<br />
Analysresultaten indikerar att tungmetallhalterna och flertalet andra föroreningsämnen<br />
signifikant ökar vid samhället Sannäs, vilket visar att verksamhet i Sannäs hamn, samhälle<br />
och utflöden av vatten i anslutning <strong>till</strong> samhället förorenar fjorden. Anledningen <strong>till</strong> att halten<br />
blir högst i djupbassängen beror på att denna fungerar som en sedimentfälla och de flesta<br />
föroreningsämnen binds <strong>till</strong> sedimentpartiklar eller är partiklar som sedimenterar och<br />
deponeras i fjordens djupbassäng på grund av den lägre energin som normalt råder i detta<br />
öppnare och djupare del av fjorden (Fig. 1). Kolhalten längs fjordsträckan uppvisar en jämn<br />
fördelning med lägsta halter längst in i fjorden och de tre yttersta stationerna, vilket sannolikt<br />
kan relateras <strong>till</strong> högre energi/vattenflöden i dessa områden.<br />
Tungmetallerna i Sannäsfjorden uppvisar förvånansvärt höga halter, vilka är jämförbara med<br />
och <strong>till</strong> och med högre än betydligt mer urbana och exploaterade fjordar och estuarier längs<br />
Bohuskusten (Cato, 1997, 2006; Andersson, 2006; Robijn, 2010, 2012). Förklaringen <strong>till</strong><br />
varför Sannäsfjorden, som är belägen i ett icke urbant och industrialiserat område, inom ett<br />
Natura 2000 område i anslutning <strong>till</strong> Kosterfjordens Nationalpark, kännetecknas av så höga<br />
metallhalter är som ovan beskrivits tröskelfjordens egenskap som sedimentationsbassäng och<br />
sedimentfälla. För de flesta metallerna är dock halterna inte hälsofarliga enligt<br />
Naturvårdsverkets klassning, men spridningsmönstret är ändå en tydlig varningssignal att<br />
fjorden är belastad.<br />
7.2.1 Tungmetaller som kan relateras <strong>till</strong> båtverksamhet<br />
Båttrafikens bidrag <strong>till</strong> tungmetallföroreningar i fjorden är främst vid spolning/skrapning av<br />
båtbottenfärger i samband med höstupptagning och vårförberedelser, samt läckage från<br />
39
åtarnas självpolerande och mjuka bottenfärger när de befinner sig i sjön. Främst är det<br />
tungmetallerna koppar (Cu), bly (Pb), tenn (Tn) och zink (Zn) som kan relateras <strong>till</strong><br />
båtverksamhet (Cato m fl., 2007; Magnusson m fl., 2011). Båttrafiken i Sannäsfjorden är helt<br />
dominerad av fritidsbåtar. Emellertid är en stor andel av båtarna målade med norska<br />
båtbottenfärger vilket kan motsvara svensk bottenfärg för fartyg i yrkestrafik. Dessa<br />
innehåller betydligt högre halter av t ex koppar (Cu) än svenska båtbottenfärger avsedda för<br />
fritidsbåtar. Detta framgår klart i Fig. 11, där koppar (Cu) och bly (Pb) har en signifikant<br />
ökning från Sannäs samhälle och utåt i fjorden för att kulminera i djupbassängen. Detta gäller<br />
även zink (Zn) som har en tydlig avvikelse (klass 3) i stationerna SSK08-4, SSK09-4,5 och<br />
SSK08-5. I övriga provtagningsstationer i fjorden uppvisar denna metall en liten avvikelse<br />
(klass 2).<br />
Beträffande metallen tenn (Tn) förekommer denna huvudsakligen i form av tributyltenn<br />
(TBT). Antifaulingmedlet TBT är förbjudet sedan 1988 för användning på fritids- och<br />
småbåtar i Sverige. Halterna av TBT som analyserats i fem stationer i Sannäsfjorden, tre i<br />
anslutning <strong>till</strong> hamn och båtupptagningsplats, och två ute i fjorden. Djupbassängen liksom<br />
station SSK08-3 höll enbart mycket låga halter, vilket motsvarade ingen eller obetydlig<br />
avvikelse (klass 1) (Fig. 13). I hamnen, vid stationerna SSK08-10 och SSK08-11b förekom<br />
något högre halter. Däremot station SSK10-11a uppvisar kraftigt förhöjda värden och passerar<br />
med stor marginal gränsvärdet för ”mycket hög avvikelse” (5). Resultatet visar att själva<br />
båtupptagningsplatsen är en punktkälla för TBT i Sannäsfjorden. I liknande studier har det<br />
(Cato 2006; Bengtson & Cato 2010) att TBT-värdena i småbåtshamnar ökat under senare år.<br />
Denna ökning har skett trots att förbud råder mot all användning av tennbaserade färger för<br />
maritimt bruk. Förklaringen <strong>till</strong> detta kan vara dels förbjuden användning av nya eller gamla<br />
restlager av TBT-färger. En ytterligare förklaring som förefaller mer trolig är användandet av<br />
kraftiga högtrycksprutor vid rengöring av båtarnas bottnar. Därvid exponeras och frigörs TBT<br />
från äldre färglager på båtskroven, vilka målats med TBT-baserade färger då dessa var<br />
<strong>till</strong>åtna.<br />
Kvicksilverhalten (Hg) inne i Sannäsfjorden är relativt hög men uppvisar ett likartat mönster<br />
som de övriga tungmetallerna med en ökning av halten från fjordens inre del och ut mot<br />
djupbassängen. Däremot avviker kvicksilverhalterna utanför tröskeln. Det sker en markant<br />
ökning av halten vid stationen SSK08-6,5 vilket motsvarar stor avvikelse (klass 4), för att<br />
därefter avklinga ut ur fjorden med klass 3 (Fig. 10a). Den höga kvicksilverhalten i anslutning<br />
<strong>till</strong> station SSK08-6,5 kan vittna om förekomsten av en lokal punktkälla alternativt dumpning<br />
av kvicksilver.<br />
7.3 Organiska miljögifter<br />
Polyaromatiska kolväten (PAH) utgörs i denna studie av 15 olika ämnen som huvudsakligen<br />
härrör från förbränning av petroleumprodukter. I Sannäsfjorden är det främst motoriserade<br />
fritidsbåtar och atmosfäriskt nedfall som bidrar med föroreningar av dessa ämnen (Fig. 14).<br />
Föredelningen av PAH:er i fjorden visar dock att atmosfäriskt nedfall är den minst viktiga<br />
föroreningskällan i sammanhanget. Utbredningen av föroreningarna visar istället att det är<br />
båttrafiken, som liksom föroreningsämnena kraftigt ökar vid Sannäs och därefter en fortsatt<br />
successiv ökning utåt i fjorden. Anledningen är att vid den innersta stationen i fjorden<br />
passerar endast ett mycket begränsat antal båtar, medan det vid den ytterst belägna stationen<br />
(SSK08-6,5) trafikerar sommartid flera tusentals båtar (Nordberg, unpublished data). De<br />
ämnen som uppvisar de högsta koncentrationerna är pyren, benso(a)antracen,<br />
benso(k)fluoranten, benso(a)pyren, benso(g,h,i)perylen vilka uppnår klassen 4, hög halt, från<br />
Sannäs och utåt i fjorden. De högsta koncentrationerna påträffas i den yttersta stationen inne i<br />
40
fjorden, SSK08-6,5 (Fig. 1). Generellt gäller detta alla PAH:er att halterna ökar utåt i fjorden<br />
(Tabell 5). Flera av PAH:erna är dessutom kraftigt cancerogena. Motsvarande värden från<br />
Fjällbacka skärgård (990 µg/kg TS) och Kosterfjorden (1064 µg/kg TS) är högre än de högsta<br />
uppmätta värdena i Sannäsfjorden (Cato, 1997, 2006). Båda dessa stationer (Fjällbacka<br />
skärgård och Koster) har mer än fördubblat sina halter av PAH:er mellan 1995 och 2000<br />
(Cato, 2006). Också dessa höga värden är följdriktiga då båttrafiken i Fjällbacka-<br />
Kosterområdet genomgått en betydande ökning av båttrafiken under de senaste 20 åren.<br />
Noteras bör att dessa värden är knutna <strong>till</strong> sedimenten och inte <strong>till</strong> vattenmassan. Det innebär<br />
att det inte är förenat med någon hälsorisk att bada eller äta fisk och skaldjur från fjordens<br />
eller Kosterhavets ytvatten.<br />
Figur 14 visar den konsekventa ökningen av föroreningshalterna (PAH) utåt i fjorden i<br />
motsats <strong>till</strong> t ex tungmetallerna, där Sannäs samhälle utgör den huvudsakliga<br />
föroreningskällan, med en gradvis ökning utåt djupbassängen för att därefter minska utanför<br />
tröskeln då de förorenade sedimenten deponerats i bassängen innanför tröskeln. På liknande<br />
sätt som tungmetallerna uppträder PCB, HCH, klordaner och DDT, vilket visar att<br />
föroreningskällan <strong>till</strong> dessa ämnen är lokaliserade <strong>till</strong> de inre delarna av fjorden genom<br />
Skärboälven och vid samhället Sannäs (Fig. 21 och Tabell 11). Särskilt bekämpningsmedlen<br />
klordaner (Fig. 17) visar att källorna för dessa ämnen är samhället Sannäs. Det är troligt att<br />
dessa bekämpningsmedel <strong>till</strong>förs fjorden genom <strong>till</strong>rinning från golfbanan och det begränsade<br />
jordbruksområdet norr om samhället. Bekämpningsmedlen HCH, med mycket höga halter i<br />
djupbassängen saknar för närvarande tydligt härkomst, även om en ökning syns vid Sannäs.<br />
Liknande tydliga mönster ser vi dock inte i anslutning <strong>till</strong> Skärboälvens jordbruksområde.<br />
Figur 21. Ytsedimentens (0-1 cm) halt av summan av organiska miljögifter (PAH, HCH,<br />
Klordaner, DDT, HCB och PCB) i Sannäsfjorden.<br />
Fig. 21. Content of total organic pollutants (PAHs, HCH, chlordanes, DDT, HCB and PCBs)<br />
in the surface sediments (0-1 cm) of the Sannäs Fjord.<br />
41
Tabell 11. Ytsedimentens (0-2 cm) miljökvalitet i Sannäsfjorden med<br />
avseende på några organiska miljögifter 2008-2009. Klassning enligt<br />
svenska bedömningsgrunder för kust och hav (Naturvårdsverket 2001).<br />
Ej analyserat = n.a.<br />
Table 11. Environmental quality of the Surface sediments (0-2 cm) in the Sannäs Fjord with<br />
Respect to some organic pollutants 2008-2009. Classification according to<br />
Swedish assessment criteria for coastal and ocean (EPA 2001).<br />
Not analyzed = n.a.<br />
Station Enhet Sum Sum Total Sum Sum Sum<br />
11 PAH HCB 7 PCB PCB HCH klordaner DDT<br />
SSK08‐1 ug/kg TS 223
motorer med avgasutsläpp i vattnet Även utbyggnad av fritidsbåthamnar och bryggor<br />
som försämrar vattencirkulationen i havsvikarna kan ha bidragit.<br />
‐ Fjordens fysiska utformning, det skyddade läget samt det begränsade vattenutbytet,<br />
med en inre tröskel och en innanförliggande djupbassäng och nettoinflödande<br />
intermediärt vatten, utgör en effektiv sedimentfälla. Fjorden är en<br />
sedimentationsbassäng, där sediment och föroreningsämnen ackumuleras med hög<br />
hastighet på bottnarna. På detta sätt liknar Sannäsfjorden närmast en<br />
sedimentationsbassäng med breddavlopp i ett reningsverk.<br />
‐ Tungmetallhalterna i sedimenten uppvisar en generell ökning från den innersta delen<br />
av Sannäsfjorden ut mot djupbassängen vid Saltpannan. Utanför fjordtröskeln minskar<br />
halterna igen med en svag trend i riktning mot Kosterhavet. Fördelningen i fjorden<br />
visar att samhället Sannäs utgör den största föroreningskällan. De relativt höga<br />
halterna av koppar, bly och zink antyder att det finns en koppling <strong>till</strong> maritima<br />
aktiviteter. De mycket höga TBT-halterna vid båtupptagningsplatsen, ger en<br />
fingervisning om att denna med största sannolikhet är punktkällan. TBT (tenn) ingick<br />
tidigare i de numera förbjudna, extremt giftiga antifaulingfärgerna. Kvicksilver i<br />
mycket hög halt har påträffats i ytsedimenten på en station i den yttre delen av fjorden<br />
Den isolerade anomalin där, antyder en lokal dumpning på platsen.<br />
‐ Beträffande organiska miljögifter uppvisar särskilt polycykliska aromatiska föreningar<br />
(PAH) en påtaglig ökning vid samhället Sannäs och därefter en successiv ökning för i<br />
stort sett alla stationer utåt i fjorden. Detta visar att någon specifik punktkälla saknas.<br />
Istället indikerar de successivt ökande halterna mot fjordmynningen att detta är<br />
resultatet av kumulativt ökande båttrafik utåt i fjorden, med dess utsläpp av<br />
förbränningsavgaser i vattnet. Ett tydligt spridningsmönster har konstaterats också<br />
beträffande bekämpningsmedel innehållande klordaner, där punktkällan är uppenbar;<br />
Sannäs samhälle och/eller närbeläget mindre jordbruksområde samt en 18-håls<br />
golfbana. Föroreningarna PCB och HCB förekommer generellt med höga halter i<br />
fjorden. För dessa ämnen kan inom denna studie ingen särskild föroreningskälla<br />
utpekas.<br />
‐ De samlade resultaten visar att den generellt höga miljöbelastningen i fjorden, <strong>till</strong> stor<br />
del härrör från aktiviteter i anslutning <strong>till</strong> samhället Sannäs och <strong>till</strong> en stor lokal<br />
fritidsbåtsverksamhet. Detta i kombination med närings<strong>till</strong>försel från jordbruksmark<br />
och ett begränsat vattenutbyte. Avsaknaden av signifikant tidvattenutbyte är väsentligt<br />
i sammanhanget. Bidragande <strong>till</strong> dessa föroreningar är sannolikt också gästande båtar,<br />
då fjorden erbjuder riktaliga möjligheter <strong>till</strong> skyddade natt-/naturhamnar.<br />
9. Framtiden<br />
Företeelsen med en ökad exploatering och utökning av fritidsbåthamnar och båttrafik i<br />
Bohusläns skärgård de senaste 20 – 30 åren, har inneburit en påtaglig belastning på<br />
skärgårdsmiljön. Höga tungmetallhalter, organiska miljögifter, övergödning, ökande<br />
utbredning av syrebrist på grunda bottnar och försurning har belagts. Även ökat buller kan<br />
nämnas. Nödvändiga åtgärder för att begränsa dessa miljöförsämringar (förutom fortsatta<br />
ansträngningar att minska läckage från jordbruksmark) kan vara att inleda begränsningar i<br />
antalet båtplatser i innerskärgården och därmed begränsa motorbåtstrafiken (inkl.<br />
vattenskotrar) i känsliga fjordar och estuarier, begränsa användandet av tvåtaktsmotorer och<br />
påbörja aktiv utfasning av dessa, underlätta för införandet av akylatbensin och<br />
alkoholbaserade drivmedel, anlägga sjösättningsramper och parkeringsplatser, samt<br />
43
småbåtshamnar med torrförvaring, sk ”dry stack” i eller i nära anslutning <strong>till</strong> det yttersta<br />
havsbandet. Det är ändå <strong>till</strong> ytterskärgården flertalet söker sig. Dessa åtgärder är<br />
huvudsakligen <strong>till</strong> för att begränsa de förorenande transportsträckorna genom innerskärgården<br />
på väg mot havet, samt att göra självpolerande, giftiga antifaulingfärger onödiga. Genomför<br />
en återgång <strong>till</strong> bryggor med bryggstolpar istället för pontonbryggor som <strong>till</strong>sammans med<br />
förtöjda båtar, likt länsor hindrar vattencirkulationen i hamnar och vikar. Underlätta<br />
företagsamhet som båtuthyrning och bildandet av båtpooler för att minska behovet av en egen<br />
båt. En fortsatt utveckling och införande av rening av spolvatten från bottenmålade båtar i<br />
fritidsbåthamnar. En vidare förbättring av båtmotorer är angeläget, så att dels avgaserna inte<br />
leds ned i vattnet och dels ett påskyndande av utvecklingen av eldrivna fritidsbåtar.<br />
Hanteringen av fritidsbåtverksamheten i stort befinner sig idag och för den närmaste<br />
framtiden i stark konflikt med en hållbar förvaltning av natur- och skärgårdsmiljön. För att<br />
inte stora naturvärden och kvaliteten för boende, rekreation, fiske och turism skall försämras<br />
ytterligare bör stora ansträngningar göras för att avstyra utvecklingen med kraftigt ökande<br />
fritidsbåtsaktiviteter och utbyggnad av hamnanläggningar i den innersta skärgården och<br />
istället sträva mot en mer hållbar förvaltning av denna vår känsligaste havsmiljö.<br />
10. Tack<br />
Sannäsprojektet i Kosterhavet. Projektet har haft sin huvudsakliga finansiering och stöd från<br />
Västra Götalandsregionen (Regionutvecklingsnämnden och Miljönämnden) och Göteborgs<br />
universitet, Institutionen för Geovetenskaper. Bidrag och stöd har även erhållits från Tanums<br />
Hamnar AB; Tanums kommun (miljö); Länsstyrelsen i Göteborg; Per-Olof Samuelsson,<br />
Stenungsunds kommun; Skandinaviska IFAB Filtrering; Nilfisk ALTO, Mölndal;<br />
Grebbestads Folkhögskola, marina programmet; Samhällsföreningen i Sannäs. Vi har också<br />
fått värdefull hjälp av besättningarna ombord på forskningsfartygen Skagerak och Nereus<br />
liksom av ett flertal forskare och kollegor som hjälpt <strong>till</strong> ombord och på laboratoriet. Pernilla<br />
Johansson och Malin Ödalen utförde oceanografiska mätningar och beräkningar. Vi tackar Er<br />
alla för all hjälp. Ni har starkt bidragit <strong>till</strong> genomförandet av projektet. Tack också <strong>till</strong> Mark<br />
Johnson som språkgranskat de engelska texterna.<br />
44
11. Referenser<br />
Alve, E. 1991. Benthic foraminifera in sediment cores reflecting heavy-metal pollution in<br />
Sorfjord, Western Norway. Journal of Foraminiferal Research, Volume 21, pp. 1-19.<br />
Andersson, L.G., Hall, P.O.J., Iverfeldt, Å., Rutgers van der Loeff, M.M., Sundby, B.<br />
Westerlund, S.F.G., 1986. Benthic respiration measured by total carbonate production,<br />
Limnology and Oceanography, Volume 31(2), pp. 319-329.<br />
Andersson, L., 1996. Trends in nutrient and oxygen concentrations in the Skagerrak-<br />
Kattegat. Journal of Sea Research, Volume 35, pp. 63-71.<br />
Andersson, S., 2006. An investigation of heavy metal concentrations in the sediments of<br />
Sannäsfjorden, Swedish west coast. Department of Earth Science, Göteborg University,<br />
B479, 26 p.<br />
Appelqvist, C. och Fröjmark, J. 2000. Zosteraängarnas utbredning Rossö-Sannäs,<br />
Tillämpningsarbete i marin ekologi, Göteborgs universitet.<br />
http://www.tmbl.gu.se/libdb/public/Honour_theses.html, 2012-08-08.<br />
Asplund, J. 1979. Tungmetaller i naturliga vatten; en litteraturöversikt, Rapporter, Statens<br />
naturvårdsverk.<br />
Balsberg, A. Lithner, G. Tyler, G. 1981. Koppar i miljön, Naturvårdsverket, Rapport 1424.<br />
Balsberg-Påhlsson, A. Lithner, G. Tyler, G. 1982. Krom i miljön, Naturvårdsverket, Rapport<br />
1570.<br />
Bengtsson, H. och Cato, I., 2010. TBT i småbåtshamnar i Västra Götalands län 2010. – en<br />
studie av belastning och trender. Länsstyrelsen i Västra Götalands län, Vattenvårdsenheten,<br />
Rapport 2011:30, 126 s.<br />
Bernes, C., 1998. Organiska miljögifter. Naturvårdsverket förlag, Stockholm, Sverige.<br />
Björk, G. and Nordberg, K. 2003. Upwelling along the Swedish west coast during the 20th<br />
century. Continental Shelf Research Volume 23, pp. 1143-1159.<br />
Breedveld, G. D., Skei, J., and Hauge, A. Contaminants in Norwegian fjord sediments:<br />
industrial history or future source? Journal of Soils and Sediments, Volume 10, pp. 151-<br />
154.<br />
Cato, I., 1977. Recent sedimentological and geochemical conditions and pollution problems in<br />
two marine areas in southwestern Sweden. Sveriges Geologiska Undersökningar, SGU,<br />
Rapporter och meddelanden no 64. 75 p.<br />
Cato, I., 1990. Sedimentundersökningar i Brofjorden särskilt Trommekilen 1989, samt<br />
förändringar efter 1972 och 1984. Striae, Volume 6, 158 p.<br />
Cato, I., 1997. Sedimentundersökningar längs Bohuskusten 1995 samt nuvarande trender i<br />
kustsedimentens miljökvalitet – en <strong>rapport</strong> från fem kontrollprogram. Sveriges Geologiska<br />
Undersökningar, SGU Rapporter och meddelanden no 95. 365 p.<br />
Cato, I., 2003. Organic carbon, nitrogen and phosphorous in sediment. Swedish National<br />
Report on Eutrophication Status in Kattegat and Skagerrak. In: Håkansson, B. (ed):<br />
Swedish National Report on Eutrophication Status in the Kattegat and the Skagerrak,<br />
OSSPAR ASSESSMENT 2002, 46-49.<br />
Cato, I., 2006. Miljökvalitet och trender i sediment och biota ut med Bohuskusten 2000/2001<br />
– En <strong>rapport</strong> från sju kontrollprogram. Sveriges Geologiska Undersökningar, SGU<br />
Rapporter och meddelanden no. 122. 490 p.<br />
Cato, I., Magnusson, M., Granmo, Å., & Borgegren, A., 2007. Organiska tennföreningar – ett<br />
hot mot livet i havet. In: Havet 2007: Wiklund, K., m fl. (red), Naturvårdsverket,<br />
Stockholm, s. 77-81.<br />
45
Cossellu, M. and Nordberg, K., 2010a. Recent environmental changes and filamentous algal<br />
mats in shallow bays on the Swedish west coast – a sedimentological study. Department of<br />
Earth Sciences, Gothenburg University, Ser C, no 86., 29 pp.<br />
Cossellu, M. and Nordberg, K., 2010b. Recent environmental changes and filamentous algal<br />
mats in shallow bays on the Swedish West Coast – a result of climate change? Journal of<br />
Sea Research, Volume 63, pp. 203-212.<br />
Filipsson, H.L., and Nordberg, K., 2004. A 200-year environmental record of a low-oxygen<br />
fjord, Sweden, elucidated by benthic foraminifera, sediment characteristics and<br />
hydrographic data. Journal of Foraminiferal Research, Volume 34(4), pp. 277-293.<br />
Förstner, U. 1980. Inorganic pollutants, Particularly Heavy Metals in Estuaries, In: Chemistry<br />
and Biochemistry of Estuaries (Eds. Olausson, E. & Cato, I.), John Wiley & Sons Ltd.,<br />
Chichester, 307-348.<br />
Gustafsson, M., and Nordberg, K. 2002. The impact of climate and shore-level displacement<br />
on the late-Holocene environmental development of Havstens Fjord and Koljo Fjord,<br />
Swedish west coast. Holocene, Volume 12, pp. 325-338.<br />
Harland, R., Nordberg, K. and Robijn, A. In press. Latest Holocene dinoflagellate cyst records<br />
from west coast Sweden and their impact on the interpretation of environmental change.<br />
In: Dinoflagellate Perspectives. Bradley, L., Lewis, J. and Marret-Davies, F. (eds). The<br />
Micropalaeontology Society, Special Publication, 00, 000-000.<br />
Härkönen, T., 1981. Bottenfaunan i området Råssö-Sannäsfjorden, Naturinventeringar I<br />
Göteborgs och Bohus län. Naturvårdsenheten, Länsstyrelsen, 1981:3, 54 p.<br />
Isaksson, I., Kilnäs, M., Eriksson, M., Magnusson, J., Klingberg, M., Carling, H. och<br />
Tingström, L., 2011. Samverkansplan för värdefulla kust- och havsområden – pilotprojekt<br />
Norra Bohuslän (Strömstad, Tanum, Sotenäs, Lysekil & Munkedals kommuner).<br />
Länsstyrelsen i Västra Götalands län. Rapportnummer 2011:37., 254 s.<br />
Johansson, P., 2010. Water exchange above sill level in the Sannäsfjord, west coast of<br />
Sweden, Department of Earth Science, Göteborg, University of Gothenburg, B591, 37 p.<br />
Jonsson, A. 2000. The trace of metals use, emission and sediment load of urban heavy metals.<br />
Akademisk avhandling, Linköpings universitet, Linköping studies in arts and science, 221.<br />
Kennish, M.J., 1997. Practical Handbook of Estuarine and Marine Pollution. CRC Press, inc.,<br />
Baco Raton FL., 219 p.<br />
Klingberg, M. (Länsstyrelsen i Västra Götalands län - Vattenvårdsenheten), 2011.<br />
Lagesson, H. Norling, K. Oscarsson, H. 2005. Många bäckar små, Små bohuslänska bäckars<br />
transport av kväve och fosfor <strong>till</strong> Skagerrak, Vattenvårdsenheten, Länsstyrelsen Västra<br />
Götalands Län, 2005:49.<br />
Lantz, I., Sannäs pers. komm. 2012.<br />
Lepland, A., Andersen, T.J., Lepland, A., Arp, H.P.H., Alve, E., Breedveld, G.D., and<br />
Rindby, A. Sedimentation and chronology of heavy metal pollution in Oslo harbor,<br />
Norway. Marine Pollution Bulletin, Volume 60, pp. 1512-1522.<br />
Lundström, K., 2009. Ursprung och spatiell fördelning av polycykliska aromatiska kolväten<br />
(PAH) I svenska havssediment. Department of Earth Science, Göteborg, B581, 38 p.<br />
Magnusson, M., Granmo, Å., Löf, M., Reutgard, M., Sundelin, B., Cato, I. 2011. Känslig<br />
fortplantning varslar om miljögifter. Havet, 2011. Om miljö<strong>till</strong>ståndet i svenska<br />
havsområden. pp. 81-87. I: Havet 2007: Wiklund, K., m fl. (red), Naturvårdsverket,<br />
Stockholm, s. 77-81. Magnusson, M., Hilvarsson, A. och Granmo, Å., 2012. Förekomst av<br />
TBT i sediment från småbåtshamnar och dess effekt på nätsnäckor. Göteborgs Stad –<br />
Miljöförvaltningen., R2012:3, s. 26.<br />
Mil-Homens, M., Stevens, R.L., Abrantes, F. & Cato, I., 2006: Heavy metal assessment for<br />
surface sediments from three areas of the Portuguese continental shelf. Continental Shelf<br />
Research volume 26, 1184-1205.<br />
46
Naturvårdsverket, 1999. Bedömningsgrunder för miljökvalitet: Kust och hav.<br />
Naturvårdsverket Rapport 4914, 134 s.<br />
Naturvårdsverket, 2005: //www.naturvardsverket.se/index.php3?main=/dokument/<br />
/fororen/orggift/organisk.html, 2012-05-20.<br />
Niemistö, L., 1974. A gravity corer for studies of soft sediments. Merentutkimuslait.<br />
Julk./Havsforskningsinst. Skr. Volume 238, pp. 33-38.<br />
Nordberg, K., Gustafsson, M., Krantz A-L., 2000. Decreasing oxygen concentrations in the<br />
Gullmar Fjord, Sweden, as confirmed by benthic foraminifera, and the possible association<br />
with NAO, Journal of Marine Systems, Volume 23, pp. 303-316.<br />
Nordberg, K., Filipsson, H., Gustafsson, M. Harland, R., and Ross, P. 2001. Climate<br />
hydrographic variations and marine benthic hypoxia in Koljo Fjord, Sweden. Journal of<br />
Sea Research. Volume 46, pp. 187-200.<br />
Nyström, J.F., 1899. Sveriges Rike. Handbok för det svenska folket. Expeditionen af Ljus,<br />
Stockholm, 363 s.<br />
Olsson, G. 1975: Sannäsfjorden och omgivande landområden i Tanums kommun – en<br />
naturinventering, Länsstyrelsen i Göteborg och Bohus Län, Naturinventeringar i Göteborg<br />
och Bohus Län, 1976:7.<br />
Olsson, A., 2007. Hydrography and water exchange in the Sannäsfjord, Department of Earth<br />
Science, Göteborg, University of Gothenburg, B511, 35 p.<br />
Pihl, L., Modin, J., and Wennhage, H. 1999. Spatial distribution patterns of newly settled<br />
plaice (Pleuronectes platessa L.) along the Swedish Skagerrak archipelago. Journal of Sea<br />
Research. Volume 44, Issue: 1-2, pp. 65-80.<br />
Robijn, A., 2010. Heavy metal concentrations as a relative age marker in recent marine<br />
sediment cores along the Swedish west coast. Department of Earth Science, Göteborg,<br />
B608, 25 p.<br />
Robijn, A., 2012. A 250 years sediment record from the Sannäsfjord, Swedish west coast,<br />
environmental changes reflected by benthic foraminifera and heavy metal concentrations.<br />
Department of Earth Science, Göteborg, B702, 27 p.<br />
Rosenberg, R., Cato, I., Förlin, L., Rodhe, J., Thurén, A. & Grip, K., 1991. Storskaliga<br />
processer och miljöeffekter I Skagerrak – Kattegatt. Forskningsprogram för perioden 1990<br />
– 1995. SNV Rapport 3922, 79 s.<br />
Rosenberg, R., Cato, I., Förlin, L., & Rodhe, J., 1997. Västerhavets miljö. Slut<strong>rapport</strong> från<br />
Västerhavsprojektet. Naturvårdsverket, Rapport 4676, 55 s.<br />
Rosenberg, R., Cato, I., Förlin, L., Grip, K. & Rodhe, J., 1997. Marine Environment Quality<br />
Assessment of the Skagerrak – Kattegatt. Journal of Sea Research, Volume 35, pp. 1-8.<br />
Ruist, E., 2008. Fosfor- och kvävefraktioner I miljöövervakningen – En studie av bohuslänska<br />
vattendrag. Länsstyrelsen i Västra Götalands län, vattenvårdsenheten, Rapportnr. 2008:86<br />
Stigebrandt, A. 1980. Some aspects of tidal interaction with fjord constrictions. Estuarine and<br />
Coastal Marine Science, Volume 11, pp. 151-166.<br />
Syvitski, J.P.M., Burrell, D.C., and Skei, J.M., 1987. Fjords: Processes and Products. Springer<br />
Verlag, New York, 379 p.<br />
Wattwil, A., 2001. Benthic foraminiferal distribution and abundance variations in the deep<br />
basin of the Sannäs Fjord, Swedish west coast. Department of Earth Science, Göteborg,<br />
B290, 16 p.<br />
Ödalen, M., 2012. Oxygen deficiencies and environmental issues related to hydrography in<br />
the Sannäs fjord, west coast of Sweden. Department of Earth Science, Göteborg, B680, 41<br />
p.<br />
47
48<br />
Appendix 1<br />
Analysdata för åtta tungmetaller i ytsedimenten (0-2 cm) från 12 mätstationer i Sannäsfjorden under åren 2008-2009.<br />
Station SSK08_1 SSK08_2 SSK08_2.5 SSK08_3 SSK08_4 SSK09_4,5B SSK08_5 SSK08_5,5 SSK08_6,5 SSK08_7 SSK08_8 SSK08_9<br />
Avstånd längs prof 0 1100 1296 1765 2606 3230 3481 4150 4763<br />
Acc. hast<br />
Vattenkvot (% TS) 374 678 617 569 568 581 359 559 506 549 583 441<br />
Org. C 4,55 5,40 5,73 5,45 5,60 5,3 5,58 5,45 5,80 4,07 4,71 4,64<br />
Kväve 0,537 0,66 0,703 0,633 0,653 0,64 0,667 0,66 0,703 0,44 0,54 0,54<br />
As mg/kg TS 7,99 9,68 9,46 11,4 14,1 18,0 16,7 16,6 9,87 14,8 14,0<br />
Cd mg/kg TS 0,410 0,370 0,436 0,409 0,239 0,422 0,483 0,302 0,345 0,192 0,226 0,302<br />
Co mg/kg TS 7,45 7,48 6,38 7,31 8,01 7,36 6,5 6,41 5,735 5,86 5,93<br />
Cr mg/kg TS 35,22 38,5 32,9 38 43,9 40,7 38,8 37,6 37,5 32,2 33,5 32,2<br />
Cu mg/kg TS 23,32 24,4 22,3 26,7 28,3 32,4 30,4 25,4 27,0 20,7 22,5 32<br />
Hg mg/kg TS 0,092 0,078 0,089 0,109 0,170 0,295 0,131 0,508 0,31 0,254 0,19<br />
Ni mg/kg TS 20,27 20,7 18,1 21,1 23,2 22,3 21,5 21,7 18,3 20,2 20,2<br />
Pb mg/kg TS 22,13 21,4 20,7 23,7 27,8 31,7 28,8 27,2 31,1 25,4 23,4 24,4<br />
V mg/kg TS 58,58 71,9 58,1 67,5 77,7 79,4 61,8 56,9 51,8 54,5 52,4<br />
Zn mg/kg TS 122 124 105 121 130 129 128 103 107 85,5 86,8 83,5
Analysdata för 15 polycykliska aromatiska kolväten (PAH) i<br />
ytsedimenten (0-2 cm) från 4 mätstationer i Sannäsfjorden<br />
under åren 2008-2009.<br />
Station SSK08‐1 SSK08‐2,5 SSK08‐3 SSK08‐6.5<br />
µg/gTS<br />
Naphthalene* 0,0022 0,0033 0,0047 0,0070<br />
Acenaphthene*
Analysdata för tre hexaklorhexaner (HCH) i ytsedimenten (0-2 cm)<br />
från 4 mätstationer i Sannäsfjorden under åren 2008-2009.<br />
Station SSK08‐1 SSK08‐2,5 SSK08‐3 SSK08‐6.5<br />
ng/g TS<br />
a-HCH*