Direkt till fulltext PDF - Institutionen för geovetenskaper
UNIVERSITY OF GOTHENBURG Department of Earth Sciences Geovetarcentrum/Earth Science Centre Sannäsfjorden – en studie av hydrografisk, bottendynamisk och miljökemisk status Båtupptagningsplatsen i Sannäs Foto Charlotte Nordberg Backelin Kjell Nordberg, Lennart Bornmalm, Ingemar Cato, Lars Arneborg, Göran Björk & Ardo Robijn Omslagsbild: R/V Skagerak vid ångbåtsbryggan i Sannäs. Foto Eva Lantz ISSN 1400-383X Mailing address Geovetarcentrum S 405 30 Göteborg Address Geovetarcentrum Guldhedsgatan 5A C95 Rapport Göteborg 2012 Telephone 031-786 19 56 Telefax 031-786 19 86 Geovetarcentrum Göteborg University S-405 30 Göteborg SWEDEN Sammanfattning Föreliggande studie är en första delrapport som producerats inom Sannäsprojektet i Kosterhavet, standard för miljöanpassat båtupptag. Projektet är indelat i tre delar där vi kombinerar 1. Uppbyggande och installation av en reningsanläggning för avspolning av bottenmålade fritidsbåtar, 2. Utbildning av båtupptagningspersonal från marinor och miljöoch hamnansvariga inom kommuner, 3. En inledande och uppföljande miljökontroll av Sannäsfjorden. Här redovisas enbart den vetenskapliga delen (3). Den vetenskapliga miljöanalysen omfattar hydrografiska/oceanografiska förhållanden och miljögifter i sedimenten. Syftet med dessa studier är att kartlägga förekomsten och koncentrationer av föroreningsämnen i fjorden, spåra föroreningskällor och belägga spridningsmönster. Slutsatser dras om miljöförhållandena, om möjliga åtgärder och framtida strategier för fritidsbåtar och hållbart nyttjande av skärgårdsmiljön. Undersökningarna startade sommaren 2008 och kommer att avslutas med en uppföljande provtagningskampanj i september 2012. Resultaten av de oceanografiska mätningarna visar att vattnet i Sannäsfjorden med sin grunda tröskel, är skiktat på ett sätt som gör att cirkulationen är mycket begränsad och att sedimentpartiklar med tungmetaller och organiska miljögifter stannar kvar och ackumuleras på bottnarna inne i fjorden. Föroreningarna kulminerar i fjordens djupbassäng varefter halterna avtar utåt i fjorden mot Kosterhavet. Den kraftigaste ökningen sker i anslutning till Sannäs samhälle och hamn, vilket pekar ut samhället som den viktigaste punktkällan i fjorden. Annorlunda fördelade är emellertid de mycket hälsofarliga polyaromatiska kolföreningarna (PAH), vilka bildas vid förbränning av främst fossila bränslen. Här är halterna låga längst in i fjorden, halterna ökar signifikant vid Sannäs samhälle, för att sedan gradvis öka ytterligare utåt i fjorden. Också här är källan tydlig, motorbåtstrafiken med avgasutsläpp i vattnet. Båttrafiken ökar kumulativt utåt i fjorden och det totala antalet båtar är störst vid fjordmynningen och lägst i antal i den allra innersta delen av fjorden. Upptäckten av svår syrebrist under sommar och höst på både djupa och grunda bottnar i fjorden liksom spår av detta i sedimenten, vittnar om ökad gödning av fjorden under de senaste 20 åren. Den enda ökning av gödande utsläpp under de senaste årtiondena som kan beläggas är den starkt ökande båttrafiken under sommarsäsongen. Det finns en trolig koppling mellan ökande avgasutsläpp i vattnet, övergödning, ökad algtillväxt, syrebrist under sommaren och försurning av vattenmassorna. Halterna av vissa tungmetaller och organiska miljögifter är förvånansvärt höga i fjorden, både höga och mycket höga halter enligt Naturvårdsverkets klassningssystem. Föroreningarna förekommer i höga halter trots avsaknad av allvarliga utsläpp från industri eller annan urban verksamhet. Fjordens naturliga fysiska förhållanden och egenskaper, befintliga utsläpp från jordbruksmark och aktiviteter i Sannäs samhälle, samt sedimentationsförhållanden i kombination med en stor motoriserad fritidsbåtsflotta och hög sommaraktivitet på fjorden kan förklara huvuddelen av föroreningsmönstret. Här bidrar förstås också de självpolerande, giftiga antifaulingfärgerna, med en stor andel importerade norska båtbottenfärger till belastningen av fjorden. De preliminära resultaten antyder att nya strategier behöver tillämpas vid i framtidens fritidsbåtspolicy både på kommunal och på regional nivå. i Abstract The Sannäs Fjord project deals with developing a Swedish standard for a winter boat-storage facility designed to collect and dispose of environmentally toxic materials, such as bottom paint, that might be released to the environment during cleaning and storage. The project was initiated in the summer of 2008. The project is divided into three parts; 1. We have constructed a modern purification plant at the Sannäs boat-storage plant for taking care of and disposing environmentally toxic materials, such as bottom paint, that are generated when the boats are cleaned with high-pressure hoses in the autumn. This plant is intended to function as a demonstration and education plant. 2. All instruction in the theoretical and practical operation of the plant has been given for free to environmental and public-health inspectors, and to employees at marinas and yacht clubs along the Swedish coastline, including lake Vänern. In order to achieve as much awareness as possible about the project, there was a protracted effort to spread information regarding the facility throughout the region. 3. A series of scientific, environmental analyses have been carried out, including investigations of the fjord sediments (before environmental control) and hydrographical and oceanographic investigations (stratification, currents, circulation, and residence time of watermasses) along the entire fjord. In addition, the environmental effects will be followed-up by similar sediment investigations in 2012. In this report, we present the preliminary results from the scientific part of the project. The scientific environmental analysis includes hydrographic / oceanographic conditions and contaminants in the fjord sediments. The purpose of these studies is to identify the presence and concentration of pollutants, indentify pollution sources and distribution patterns related to maritime activities that occur in the fjord. Conclusions are drawn about the environment, about possible responses and future strategies for boat regulations, as well as concerning the sustainable use of the innermost and most vulnerable coastal environments. Results from the oceanographic measurements show that the Sannäs Fjord is stratified in three layers, which are due to the presence of a sill and which limits the water exchange and allows sediment and pollutants to accumulate and stay in the fjord. Heavy metals and organic contaminants accumulate along the entire fjord but culminate in the deep fjord basin. Outside the sill area, the content of contaminants decreases, suggesting that the fjord functions as a sediment trap. Generally, the most significant increase of pollutants was observed nearby Sannäs village and in the harbour area, which suggests that the village most likely is the main source of pollution in the fjord. Distributed differently, are the polyaromatic carbon compounds (PAHs), which are formed during burning of fossil fuels. Here, too, the concentrations increase significantly close to Sannäs, and then gradually increase further out in the fjord. The maximum values were observed in the outermost part of the fjord. Here the source of pollution is clearly motorboat emissions in the water. Boat traffic increases gradually outwards in the fjord where the total number of boats is greatest at the mouth of the fjord and the lowest number in the innermost part of the fjord. The discovery of severe oxygen depletion in late summer and autumn in both deep and shallow waters of the fjord, seen also in the sediments, is indicative of increased fertilization of the fjord during the last c. 20 years. The only new addition of nutrient enrichment in the area may be the result of the dramatic increase of boat traffic during the summer season. There is a probable link between rising exhaust discharges in the water, eutrophication, increased algal growth, oxygen depletion and acidification of the water masses. The concentrations of both heavy metals and organic pollutants are surprisingly high in the fjord. High to very high levels, according to the EPA classification system occur despite the ii absence of serious pollution from industrial or other urban activities. The fjords’ natural physical conditions and characteristics, human activities in the Sannäs village, and sedimentation in combination with the large motorized leisure fleet and high summer activity on the fjord can explain most of the pollution pattern. The results suggest that new policies and strategies should be applied in the future at both the local and regional level. iii Innehållsförteckning Sammanfattning ......................................................................................................................... i Abstract ..................................................................................................................................... ii Innehållsförteckning .................................................................................................................. iv 1. Inledning................................................................................................................................. 1 2. Undersökningsområde ............................................................................................................ 3 2.1 Allmänt ............................................................................................................................. 3 2.2 Hydrografi ........................................................................................................................ 4 2.2.1 Skagerrak ................................................................................................................... 4 2.2.2 Sannäsfjorden ............................................................................................................. 4 3. Allmänt om kartlagda kemiska ämnen och föroreningar ....................................................... 5 3.1 Metaller – användning och miljöpåverkan ....................................................................... 5 3.2 Organiska miljögifter – ursprung och miljöpåverkan ................................................... 8 3.2.1 Organiska tennföreningar (butyltenn) ........................................................................ 8 3.2.2 Polycykliska aromatiska kolväten (PAH) ................................................................. 9 3.2.3 Polyklorerade bifenyler (PCB) ................................................................................. 9 3.2.4 Bekämpningsmedel ................................................................................................. 10 3.2.5 Flammskyddsmedel ................................................................................................. 10 4. Tidigare och angränsande undersökningar ........................................................................... 10 5. Material och metoder ........................................................................................................... 11 5.1 Provtagning och mätning ................................................................................................ 11 5.1.1 Oceanografisk mätning/provtagning ........................................................................ 11 5.1.2. Sedimentprovtagning .............................................................................................. 14 5.2 Analyser .......................................................................................................................... 16 5.3 Normalisering ................................................................................................................. 17 5.4 Datering .......................................................................................................................... 17 5.5 Bedömning av miljökvalitet ........................................................................................... 18 6. Resultat ................................................................................................................................. 18 6.1 Hydrografi ...................................................................................................................... 18 6.2 Bottendynamik................................................................................................................ 23 6.3 Fördelningen av tungmetaller i Sannäsfjordens ytsediment ........................................... 24 6.5 Fördelningen av organiska miljögifter i Sannäsfjordens ytsediment ............................. 27 6.5.1 Organiska tennföreningar......................................................................................... 27 iv 6.5.2 Polycykliska aromatiska kolväten (PAH) ................................................................ 29 6.5.3 Polyklorerade bifenyler (PCB) ................................................................................ 31 6.5.4 Bekämpningsmedel .................................................................................................. 31 6.5.5 Flammskyddsmedel ................................................................................................. 35 7. Diskussion ............................................................................................................................ 35 7.1 Hydrografi ...................................................................................................................... 35 7.2 Metaller ........................................................................................................................... 39 7.2.1 Tungmetaller som kan relateras till båtverksamhet ................................................. 39 7.3 Organiska miljögifter ...................................................................................................... 40 8. Preliminära slutsatser ........................................................................................................... 42 9. Framtiden ............................................................................................................................. 43 10. Tack .................................................................................................................................... 44 11. Referenser........................................................................................................................... 45 Appendix v 1.Inledning Föreliggande rapport har författats inom ramen för Sannäsprojektet i Kosterhavet, standard för miljöanpassat båtupptag. Projektet är indelat i tre tydliga delar där vi kombinerar 1. Uppbyggande och installation av en modern reningsanläggning för avspolning av målade bottnar på fritidsbåtar i anslutning till Sannäs hamn, 2. Utbildning av båtupptagningspersonal, miljö- och hamnansvariga inom kommuner, samt verksamma vid båtklubbar och småbåtshamnar längs kusten och 3. Inledande och uppföljande miljökontroll i fjorden av de vidtagna reningsåtgärderna. Inom denna rapport redovisas den vetenskapliga delen (3). Den vetenskapliga miljöanalysen omfattar hydrografiska förhållanden, tungmetaller och organiska miljögifter i sedimenten längs fjordens utsträckning (Fig. 1). Syftet med dessa studier är att kartlägga förekomsten av och koncentrationer av föroreningsämnen i fjorden, spåra föroreningskällor och spridningsmönster, samt fördelning av föroreningsämnen i olika bottentyper och sedimentationsbassänger, i och utanför fjorden. Vidare har vi med hydrografiska/oceanografiska undersökningar utfört strömmätningar, dokumenterat skiktning, salt- och temperaturvariationer, uppehållstider för vattenmassorna samt syrgasförhållanden i Sannäsfjorden. Undersökningarna startade sommaren 2008 och kommer att avslutas med en uppföljande provtagningskampanj i september 2012. Sannäsfjorden är en tröskelfjord belägen vid samhället Sannäs, strax norr om Grebbestad och ca 25 km söder om Strömstad (Fig. 1). Kuststräckan utanför och i det yttre skärgårdsområdet är klassat med beteckningen ”god ekologisk status” i en länsstyrelserapport ”Samverkansplan för värdefulla kust- och havsområden” (Isaksson m fl., 2011). Innerskärgården i området klassades endast som ”måttlig ekologisk status”. Tanums skärgårdsområde har trots det, ett rikt marint liv och hög biologisk mångfald. Området hyser bl.a. vidsträckta grunda lerbottnar med ålgräs, som är en unik naturtyp för svenska västkusten eftersom det i stort sett saknas tidvatten. Grunda ålgräsängar (Zostera marina och Ruppia spp.) fungerar som barnkammare för torsk och rödspotta och för ål, tre ”rödlistade” och starkt överfiskade arter i svenska vatten. (Appelqvist & Fröjmark, 2000). Ålgräsängarna har dock under senare år minskat kraftigt och ersatts av igenväxta, livlösa grunda vikar med fintrådiga alger (Cossellu & Nordberg, 2010a,b samt referenser i dessa). Sannäsfjorden hyser Sveriges förnämligaste ostronbestånd, vilket var känt redan på 1800-talet (Nyström, 1899) och inom Tanums skärgårdsområde finns också bland de bästa hummervattnen längs Sveriges kuster. Sannäsfjorden är ett mycket populärt turist-, fritidsfiske-, båt, sportdyknings- och friluftsområde. Fjorden är klassad som ett Natura – 2000 område och gränsar till Kosterhavets marina nationalpark. Ändå upptäckte forskare nyligen att Sannäsfjordens bottensediment innehåller förhöjda halter av tungmetaller och TBT (t ex Andersson, 2006, Bengtsson & Cato, 2010; Magnusson m fl., 2012; Robijn, 2010, 2012) och att syrebrist råder i bottenvattnet i stora delar av fjorden under sommaren och hösten (Ödalen, 2012). 1 Figur 1. Karta över Sannäsfjorden utvisande stationer för sedimentundersökningar. Fig. 1. Location map of the investigation area with the sediment-sample stations indicated. 2 2.Undersökningsområde 2.1Allmänt Sannäsfjorden är belägen i norra Bohuslän ca 25 km söder om Strömstad (Fig. 1). Fjorden har en NNV-SSO utsträckning med en längd som uppgår till ca 7,5 km och med en bredd som varierar mellan ca 100 m och 800 m. Botten sluttar långsamt från fjordens innersta del ned till ca 16 m vattendjup ca 500 m söder om Saltpannan där vattendjupet ökar snabbt ned till 32,5 m i en mindre bassäng (300 m × 430 m). Mot NNV begränsas bassängen av en bergtröskel, som ligger i fjordens smalaste avsnitt och som når upp till 8 m vattendjup. Utanför tröskeln ökar vattendjupet successivt för att i fjordens yttersta del, vid Västbacken, mynna i en lokal bassäng på 36 m djup. Den yttersta delen av Sannäsfjordens möter Skagerrak i ett skärgårdslandskap. Sannäsfjorden är en av Sveriges få tröskelfjordar och följer en gammal förkastningslinje i bergrunden som senare genom inlandsisen inverkan utmejslats och delvis sedimentfyllts I den yttre delen av fjordområdet består omgivningen huvudsakligen av kalspolat berg med branta klippor av Bohusgranit, medan vegetationen ökar påtagligt längre in i det skyddade fjordområdet. De branta klipporna ’avbryts’ emellanåt av antingen klappersten, grus- eller sandstränder alternativt grunda vikar med finkorniga, leriga och siltigt sediment, som vanligen är bevuxet med ålgräs, (Zostera marina), särskilt på nordöstra sidan av fjorden (Appelqvist & Fröjmark, 2000). Fjordens dräneringsområde utgörs huvudsakligen av skogs- och jordbruksmark samt därutöver anlagd golfbana och bebyggelse bl.a. samhället Sannäs. Till Sannäsfjorden finns endast ett fåtal tillflöden av färskvatten. I södra delen av fjorden är dock tillflödet av färskvatten tillräckligt omfattande för att minska salthalten i fjordens ytvattentlager så pass mycket att typiska färskvattenväxter finns längs den inre strandzonen i fjorden (Olsson, 1975; Johansson, 2010; Ödalen, 2012). Även grundvattenläckage på stränderna utanför branta strandsluttningar bidrar till utsötningen av fjordvattnet. Dessa läckage spåras lätt genom förekomsten av albesånd (Alnus glutinosa) och bladvass (Phragmites communis) längs partier på ständerna. Det största tillflödet sker dock via Skärboälven som i medeltal har ett årligt utflöde av 0,65 m3/s. Skärboälven har ett avrinningsområde motsvarande 42 km2, vilket omfattar ett flertal jordbruksområden på sin väg till Sannäsfjorden (t ex Lagesson, 2005; Andersson, 2006; Johansson, 2010; Ödalen, 2012). I den djupare delen av fjorden, på insidan av tröskeln, utgörs sedimentet av grus, sand och silt, medan det på den svagt lutande sluttningen, i den inre delen av bassängen, består av gyttjelera med relativt hög organisk halt. Det grövre sedimentet i djupbassängen vid Saltpannan, alldeles innanför tröskeln, är troligen ett resultat av stark vattenströmning i tröskelområdet som emellanåt har mycket hög energi och eroderar bottnarna (Nordberg et al. opublicerat material; Olsson, 2007; Johansson, 2010; Robijn, 2012). Eftersom vindarna i fjorden mestadels blåser från sydväst-väst är ålgräsängarna (Zostera marina) vanligast på nordöstra sidan av fjorden, där vattenomsättningen är större. Sedan början av 1980-talet har emellertid ålgräsängarna ytmässigt minskat i området från 3,5 km2 till 3,1 km2 (Härkönen, 1981; Appelqvist & Fröjmark, 2000). Sedan dess har ålgräsängarna utbredning minskat ytterligare. Orsaken till minskningen är inte klarlagt, men det kan bero på en ökad population av betande kanadagäss och svanar. Det kan även vara en normal svängning inom Zostera populationen (Appelqvist och Fröjmark, 2000). En annan viktig 3 orsak kan vara den sedan 1980-talet explosionsartat ökande utbredningen av fintrådiga grönalger i dessa vikar (t ex Pihl m fl., 1999; Cossellu & Nordberg, 2010a,b). 2.2Hydrografi 2.2.1Skagerrak Skagerrak. Närmast omgivande hav till Sannäsfjorden är Skagerrak som är en del av Nordsjön. Två kraftiga ytströmmar dominerar i Skagerrak, den Jutska strömmen och den Baltiska strömmen. Den Jutska strömmen går längs Nordsjöns östra del utefter Jyllands västkust, runt Skagens udde och styrs därefter mot Bohuskusten upp mot Väderöarna. Det vatten som transporteras med Jutska strömmen har en relativt hög salthalt vanligen över 30 ‰. Jutska strömmen blandas med den Baltiska strömmen som kommer från södra Kattegatt och är en nordgående ström längs Sveriges västkust. I höjd med Marstrand förenas Jutska strömmen och Baltiska strömmen, som tillsammans rinner vidare norrut längs Bohuskusten och transporterar det blandade ytvatten in i fjordar och skärgårdsområden. Den Baltiska strömmen övergår sedan i den Norska kustströmmen som transporterar vatten med relativt låg salthalt vidare utefter norska Sörlandet och ut Norska Havet. Vattnet i den Baltiska strömmen har sitt ursprung i Östersjön, och har en betydligt lägre salthalt än Jutska strömmen. Salthalten är ca 20 ‰ utanför Göteborg och ca 25 ‰ i höjd med Sannäsfjorden efter blandning med bl. a. Jutska strömmen. Vattenståndsvariationerna orsakade av tidvattnet är relativt små mellan 10 och 20 cm beroende på om det är nip eller springflod. Vattenståndet domineras i stället av variationer i lufttryck och vind. 2.2.2Sannäsfjorden Sannäsfjorden. En fjords vattencirkulation är i allmänhet ett komplext system, där tillflöden av färskvatten från floder och bäckar blandas med havsvatten och skapar ett bräckt ytvatten. Detta bräckta ytvatten separeras från det underliggande saltare havsvattnet med ett språngskikt (pyknoklin, haloklin). Turbulens som främst orsakas av vinden ger upphov till blandning i det översta vattenlagret som medför att skiktet med bräckt ytvatten fördjupas och ökar i salthalt. Detta ger upphov till så kallad estuarin cirkulation med ett nettoutflöde av bräckt ytvatten ut ur fjorden och ett inflöde av saltare vatten från havet under ytskiktet. Vattenlagret mellan det lågsalina flodpåverkade ytlagret och ner till tröskeldjupet brukar betecknas det intermediära vattnet. Vattenutbytet i detta lager domineras ofta av variationer i tätheten i kustvattnet utanför fjorden. När tätheten varierar i kustvattnet svarar fjorden med att skapa en liknade vertikal täthetsfördelning som i kustvattnet. Denna utjämning ger upphov till ofta starka in och utflöden av vatten på olika djup över tröskelnivån, så kallade intermediära vattenutbyten. I tillägg till de ovan nämnda mekanismerna för vattenutbyte sker också ett utbyte på grund av vattenståndsvariationer. När vattenståndet i havet är högre än i fjorden strömmar det in vatten i fjorden och vice versa vilket ger upphov till ett utbyte av vatten mellan fjord och hav. Längs västkusten domineras ofta detta vattenutbyte av tidvattnet trots relativt liten amplitud jämfört med vattenståndsändringar orsakade av luftryck och vind. Tidvattnet fluktuerar två gånger per dygn vilket gör att det ger mer utbyte än de större men mer långperiodiska meteorologiska variationerna. 4 Figur 2. Veckovisa mätningar av temperatur och salthalt i vattenpelaren, i Sannäsfjordens djupbassäng vid Saltpannan (Stn 5). Mätningarna utfördes mellan april 2003 och januari 2007 (jfr Fig. 1). Fig. 2. Weekly measurements of temperature and salinity in the water column of the Sannäs Fjord deep basin at Saltpannan (Station 5). The measurements were performed between April 2003 and January 2007 (see Fig. 1). Vattenmassan under tröskelnivån brukar benämnas djupvatten. Djupvattenutbytet i en tröskelfjord sker då en vattenmassa med en högre densitet, vanligen högre salthalt och lägre temperatur än fjordens befintliga djupvatten, flödar över tröskeln och trycker undan och ersätter det existerande mindre salta äldre djupvattnet. Dessa vattenutbyten äger oftast rum under särskilda vindförhållanden, med vindar mellan nord och öst, som mestadels sker under vinter och vår på svenska västkusten (Stigebrandt, 1980; Björk & Nordberg 2003). 3.Allmäntomkartlagdakemiskaämnenochföroreningar 3.1Metaller–användningochmiljöpåverkan Tungmetaller är ett samlingsbegrepp för en grupp metaller med likartade egenskaper, som i olika former är giftiga för miljön, I likhet med andra grundämnen kan de inte brytas ned. Denna oförstörbarhet medför att tungmetaller ackumuleras och anrikas i näringskedjorna (bioackumulering). En stor del av dessa metaller är dock i små kvantiteter essentiella, dvs livsnödvändiga för det biologiska livet, men i högre koncentrationer är de mycket giftiga. Eftersom tungmetaller i koncentrationer över den naturliga bakgrunden i sediment mestadels 5 kan hänföras till mänsklig aktivitet som t ex avlopps-/spillvattenutsläpp från kommuner och industrier, hamn- och båtaktiviteter är deras förekomst i sedimenten mycket användbara som miljöindikator på antropogen påverkan (t ex Syvitski, 1987; Cato, 1990; Alve, 1991; MilHomeus m fl., 2006; Lepland, 2010). Den geokemiska sammansättningen i sedimenten bestäms av några få oberoende faktorer, där område och avsättningsmiljö (syreförhållanden och bottendynamik) är en av de viktigaste. Sedimentets karaktär bestäms av regionens berggrund, mineralsammansättning och det organiska innehållet. Avsättningsmiljöns energinivå bestämmer till stor del sedimentens partikelstorlek och organiska halt. Sedimentens kemiska sammansättning karakteriseras av partiklarnas mineralsammansättning, t ex innehåll av kalciumkarbonat, lermineral, kvarts, glimmer, fältspat med mera (Asplund, 1979). Tungmetaller kan bindas, adsorberas eller absorberas, till sedimentpartiklarna på olika sätt beroende på strukturen, utbytbara katjoner eller innehåll av organiskt material. Formen som metallen förekommer i sedimentet avgör dess biologiska tillgänglighet (Asplund, 1979; Cato, 1995). Det är vanligt med en positiv korrelation mellan organiskt kol och innehållet av tungmetaller i ett sediment. Det är välkänt att tillgången på organiskt material spelar en avgörande roll för innehållet av tungmetaller i sedimenten, dvs ju mer organiskt material, desto högre tungmetallhalter (Cato, 1977, 1997; Asplund, 1979). Arsenik (As) Arsenik är mycket giftig halvmetall och har förmåga att förekomma i allotropa former. Den förekommer vanligen i olika färger och impregneringsmedel, samt även i vissa insekts- och ogräsbekämpningsmedel. Det förekommer också arsenik som legering i blyhagel och i mikrovågskomponenter (Cato, 1997). Arsenik anses ha en biologisk betydelse bl a vid proteinsyntesen trots grundämnets giftighet och cancerogena effekt (Cato, 1997). Kadmium (Cd) Kadmium förekommer i medeltal i mycket låga koncentrationer i jordskorpan och anses inte vara ett nödvändigt spårämne för organismer (Jonsson, 2000; Cato, 1997). Det adsorberas huvudsakligen i humusmaterial som avsätts på botten. Under anaeroba miljöförhållanden bildas kadmiumsulfid och kadmium fixeras till sedimentpartiklarna (Asplund, 1979; Andersson, 2006). Kadmium är lättlösligt vid låga pH-värden och förs då lätt ut i närliggande vattenområden (Förstner, 1980; Andersson, 2006). Metallen förekommer främst som stabilisator vid framställning av PVC och andra plaster, men används också som färgpigment i glas, plaster och konstnärsfärger samt i skyddande plätering och i batterier. Generell användningen av kadmium i produkter förbjöds i Sverige 1982 (Jonsson, 2000; Andersson, 2006) men används fortfarande till batterier för t.ex. handverktyg. Krom (Cr) Krom är ett livsnödvändigt (essentiellt) spårelement för många biologiska organismer, men i höga halter är metallen giftig. Krom(VI)föreningar anses vara cancerogena (Cato, 1997). Den reducerade formen är trevärda kromföreningar, vilken har större bindning till sedimentet än sexvärda kromföreningar. Detta medför att trevärda kromföreningar bildar svårlösliga hydroxidföreningar, medan sexvärda kromföreningar är lättlösliga och därmed blir lättare för organismer att ta upp (Asplund, 1979; Cato, 1997). Det är en relativt vanlig metall i naturen. Föroreningskällorna är främst från legeringsfabriker och stålverk (Balsberg-Påhlsson m fl., 1982; Andersson, 2006). Krom används till största delen som legeringsmetall i rostfritt stål, i ytbehandling och impregneringsmedel (Cato, 1997). 6 Kobolt (Co) Denna metall förekommer t.ex. i mineralen kobaltit, smaltit och erytrit. Kobolt tillhör de essentiella spårmetallerna och utgör en central del inom vitaminet B12 vilket är nödvändigt för människokroppen. Kobolt används som torkmedel i blågel/silicagel, i svart tryckfärg och kan därför ingå i pappersavfall. Fossila bränslen innehåller kobolt och kan därför spridas vid förbränning av dessa. Yrkesmässig exponering för kobolt sker främst vid framställning och bearbetning av hårdmetall. Metallen finns också som förorening i nickel och cement. Koppar (Cu) Koppar är ett essentiellt spårelement för nästa alla organismer och är dessutom en viktig del av många betydelsefulla enzym. I höga halter är koppar giftigt. Metallen binds kraftigt till organiska partiklar såsom humussyror, men hög salthalt kan motverka adsorption. Däremot kan finfördelat organiskt material i färskvatten i t ex floder ha en stor betydelse eftersom det binder stora mängder koppar som sedan transporteras via vattenvägar ut i havet (Balsberg m fl., 1981). Koppar förekommer endast i stabil form som Cu2+ och enbart 1% av jonen är i fri form vilken är toxisk för marina organismer (Jonsson, 2000). Vilken form den förekommer beror på andelen humus, pH, alkalinitet och kloridkoncentration i vattnet. Koppar har generellt en mycket god ledningsförmåga och är motståndskraftig mot korrosion. Den är också mycket vanligt förekommande i många färgprodukter och bekämpningsmedel (Cato, 1997), särskilt som toxiskt antifaulingmedel i båtbottenfärger. Kvicksilver (Hg) Flertalet kvicksilverföreningar är mycket starka gifter och till skillnad från andra metaller bildar kvicksilver förhållandevis stabila alkylföreningar i naturen. Den mest giftiga är metylkvicksilver, vilken bildas naturligt från oorganiskt kvicksilver (Cato, 1997). I Sverige upphörde användandet av syntetiskt metylkvicksilver av betat utsäde 1966. Det har under åren skett ett betydande utsläpp av kvicksilver vid olika tillverkningsprocesser, vid kremering av människor med amalgamfyllningar i tänderna, bortslängda mätinstrument och termometrar, bortslängda lågenergilampor etc. Dock har de totala kvicksilverutsläppen till luft i Sverige minskat under senare år. Nickel (Ni) Denna metall är i högre koncentrationer giftigt för flertalet växter och djur, men betraktas annars som ett essentiellt mikronäringsämne för vissa organismer (Cato, 1997). Nickel anses i likhet med många andra metaller hämma enzymprocesser, vara cancerogent och ge upphov till kontakteksem. Vid framställning av rostfritt stål och legeringar används ungefär 80% av all nickelkonsumtion (Cato, 1997). Vanadin (V) Detta grundämne är nödvändigt för flera organismer och ingår bl a i flera enzym t ex halogenperoxidas, vilket alger använder vid bildandet av organiska halogenföreningar. Flera av dagens sjöpungar (Ascidier) tillika en del av de organismer som gav upphov till kol- och oljeanrikningar innehåller vanadin (Cato, 1997). Därför bidrar användandet av fossila bränslen till antropogen spridning av vanadin. Ett flertal vanadinföreningar är giftiga, framför allt vanadinpentoxid, vilket används mest. Av det vanadin som produceras används ca 80% som legeringsmedel främst i form av ferrovanadin inom stålindustrin (Cato, 1997). 7 Zink (Zn) Zink anses som ett livsviktigt spårelement för alla organismer och är avgörande för mer än 300 enzymers funktion, samt är delaktig i översättningen DNA till RNA. Kadmium och bly blir giftigt genom att de upptar zinkens plats i dessa molekyler vilket medför att dessa molekyler blir inaktiva. Zink används som korrosionsskydd (galvanisering) av t ex järn- och stålytor, i färger, samt i impregneringsmedel och i batterier (Cato, 1997). En annan viktig och utbredd användning är som antifaulingmedel i båtbottenfärger och till zink-anoder på båtar. Bly (Pb) Bly är förhållandevis vanligt förekommande i jordskorpan. Den är dessutom en av världens mest använda metaller. Bly används t ex i ackumulatorer, legeringar och färger. Vanliga blyföroreningskällor är förbränning av fossila bränslen, samt tillverkning av cement och tegelsten. Bly användes som antiknackningsmedel i bensin tills detta förbjöds 1995. En del blyföreningar är cancerogena och fettlösliga, vilket orsakar en hög grad av bioackumulation (Cato, 1997). Den mest kända blyhaltiga färgen inom maritima verksamheter är blymönja, som idag är förbjuden för annat än till yrkesmässig användning. 3.2Organiskamiljögifter–ursprungochmiljöpåverkan Det förekommer många olika organiska miljögifter i vår omgivande miljö och flertalet av dessa är en allvarlig hälsorisk vilka vanligen ger långsiktiga skador på växter och djur. Om ämnet dessutom är långlivat i naturen ökar risken för negativa effekter på djur och människor eftersom dessa miljögifter har en förmåga att lagras i levande vävnader. Det är ämnets stabilitet, giftighet och förmåga att bioackumuleras som utgör den stora risken för skador på människor, djur och växtlighet. Toxiska ämnen är sådana som är giftiga och kan skada levande organismer. Akut toxiska ämnen kan tillfälligt eller permanent slå ut livsfunktioner och vävnader. Även tillförsel av mindre mängder av giftiga ämnen kan vara skadliga på sikt och påverka t ex centrala livsfunktioner. Detta kan på sikt leda till exempelvis tumörer, störningar på reproduktionen eller immunförsvaret. Miljögifter är stabila ämnen som inte lätt bryts ned i naturen. De har stora förutsättningar för att vara toxiska och särskilt om de stannar kvar i miljön under långt tid kallas de vanligen för persistenta (långlivade). Livsländen beror både på ämnets egenskaper och omgivande miljö. Exempelvis kan det ta hundratals år för en viss mängd dioxin att halveras i havens bottensediment, medan samma mängd dioxin i luftens atmosfär bryts ned på bara några dygn. Risken att ett stabilt ämne åstadkommer skador ökar om det har förmåga att bioackumuleras, det vill säga kan lagras i vävnader hos växter eller djur. Är ett ämne fettlösligt betyder det oftast att det kan bioackumuleras. Fettlösliga ämnen kan ansamlas i betydligt högre halter i fettvävnader än i omgivningen (t ex Bernes, 1998). Flera ökända organiska miljögifter hör till gruppen halogenerade aromatiska kolväten. Dessa är i många fall både mycket giftiga, fettlösliga, långlivade och cancerogena. Exempel på sådana ämnen är t ex PAH, PCB och DDT. 3.2.1Organiskatennföreningar(butyltenn) Tributyltenn (TBT) är en organisk tennförening som ursprungligen togs fram som ett bekämpningsmedel i kampen mot bilharzia (tropisk magsjukdom). Under 1960-talet började TBT användas i båtbottenfärg för att förhindra påväxt av bland annat alger och havstulpaner (antifauling). Det kemiska ämnet visade sig vara mycket effektivt i kampen mot påväxt. 8 Under slutet av 1970-talet och början av 1980-talet påvisades dock att TBT hade en mycket negativ inverkan på den marina miljön, med speciellt kraftig inverkan på snäckor och musslor. TBT orsakade hos snäckor och musslor hormonrubbningar som medförde imposex (hanar feminiseras och honor maskuliniseras) och sterilitet hos de vuxna individerna samt stor dödlighet i larvstadiet (Cato m fl., 2007; Magnusson m fl., 2011). Det har påvisats att TBT redan vid extremt låga koncentrationer (1 miljarddels gram per liter havsvatten och 20-50 miljarddels gram per kg sediment) påverkar nätsnäckor (Nassa reticulata) negativt. Man känner idag inte till något annat miljögift som i så låga koncentrationer orsakar så kraftiga biologiska störningar. Idag är TBT ersatt till största del med kopparbaserade färger, men resterna av de organiska tennföreningarna finns fortfarande kvar i sedimenten och under äldre färg på båtar som tidigare målats med TBT-innehållande bottenfärg. TBT är klassad som ett av de prioriterade ämnena i vattendirektivet, och är ett av de styrande ämnena vid bedömning och tillståndsgivning för muddring och dumpning. Tidigare studier i Sverige och omvärlden har påvisat höga till mycket höga halter i småbåtshamnar och hamnar Bengtsson & Cato, 2010; Breedveld m fl., 2010). I Sverige förbjöds TBT på fartyg understigande 25 m 1989 och på fartyg större än 25 m 1993, såvida de inte gick i oceanfart. Inom EU förbjöds användningen av TBT 1999 och all sjöfart och besök av fartyg målade med TBT-färger förbjöds 2008. Nedbrytningstiden av TBT är beroende av flera faktorer. Primärt är det a) temperatur - där halveringstiden ökar med minskande temperatur; b) syrehalt - där halveringstiden ökar med minskande syresättning och c) ljus, där halveringstiden minskar med ökad instrålning (gäller främst akvatiskt löst TBT). Generellt har TBT en relativt kort nedbrytningstid i vatten, och den varierar i vatten med en temperatur av 20°C med mellan 3-8 dagar under ljusa förhållanden till 7-13 dagar under mörka förhållanden. I sediment är nedbrytningstiden väsentligt längre, och studier visar på ett stort spann i halveringshastigheten beroende på lokala förhållanden, med ca 1 år under aeroba (syrerika) förhållanden och ca 2 – 5 år under anaeroba förhållanden (syrebrist). Nedbrytningsprodukterna av TBT är DBT (dibutyltenn) och MBT (monobutyltenn) samt slutligen rent tenn. Det senare är inte giftigt i naturliga halter (t ex Cato, 2003; Cato m fl., 2007). 3.2.2Polycykliskaaromatiskakolväten(PAH) Polycykliska aromatiska kolväten (PAH) bildas och sprids till naturen huvudsakligen genom förbränning av petroleumprodukter som exempelvis bensin och dieselolja i förbränningsmotorer men även vid vedeldning och skogsbränder. PAH består av två eller fler aromatiska ringar (kolväteringar). Det har visats sig att flera PAH:er är starkt cancerframkallande och har toxiska effekter, vilket medför att de är mycket miljöfarliga. Eftersom PAH har långsam nedbrytning har de negativ påverkan på miljön under lång tid innan de bryts ner. PAH:s vattenlöslighet varierar med storleken på molekylen. En större molekyl innehåller flera bensenringar och eftersom de är polära blir molekyler med fler bensenringar mer svårlösliga i vatten (Kennish, 1997; Lundström, 2009). De bakterier, alger och svamp som bryter ner PAH är främst aktiva i bottensedimenten. Eftersom dessa organismer behöver syrgas för att kunna leva är de begränsade till syresatta bottnar. Det sker därför inte någon signifikant nedbrytning i anoxiska (syrefria) miljöer, vilket resulterar i att det där förekommer högre halter (Kennish, 1997; Lundström, 2009; Breedveld m fl., 2010). 3.2.3Polykloreradebifenyler(PCB) Polyklorerade bifenyler (PCB) är en grupp miljö- och hälsoskadliga kemikalier som utvecklades på 1920-talet. PCB-föreningar består kemiskt av två aromatiska ringar. De räknas till gruppen långlivade organiska föroreningar. I kroppens fettvävnad anrikas PCB eftersom 9 de är fettlösliga. Höga halter av PCB i kroppen riskerar att ge leverskador och cancer. Trots att det tidigt blev känt vilka allvarliga miljöeffekter PCB förorsakar fortsatte användningen av detta i flera decennier. I Sverige förbjöds PCB i två omgångar, 1973 då användningen av PCB förbjöds i annat än slutna system och 1978 då all nyanvändning förbjöds. Ämnet finns emellertid fortfarande kvar i miljön på grund av dess långsamma nedbrytning (Breedveld m fl., 2010). Hög PCB-halt i djur, har medfört grundläggande beteendeförändringar, gett cancersjukdomar och skapat sterilitet. Detta har orsakat att djurbestånd försvunnit från många områden. 3.2.4Bekämpningsmedel Klordaner och HCH är bekämpningsmedel vilka kan ge upphov till testikelcancer och en begränsad fertilitet. Diklordifenyltrikloretan (DDT) med dess aktiva komponent (p,p-DDT) och dess nedbrytningsprodukter p,p-DDE och p,p-DDD, liksom lindan (γ-HCH) och klordan, är samtliga insekticider och uppmärksammade miljöfarliga substanser. HCH används även som svampbekämpningsmedel. Nedbrytningsprodukten p,p-DDE är mycket svårnedbruten och kan orsaka äggskalsförtunning hos fåglar. På senare år har DDT, HCB, HCH och klordaner åter diskuterats då många av de ingående beståndsdelarna anses kunna ha hormonstörande egenskaper. Förutom o,p-DDT och p,p-DDT antas även beta- och gamma-HCH samt transnonaklor och oxyklordan ha estrogena egenskaper, medan HCB anses ge upphov till antiöstrogena effekter och p,p-DDE uppvisar antiandrogena effekter. Klordaner som är ett bekämpningsmedel mot insekter har endast använts i begränsad omfattning i Sverige och förbjöds 1971 (Bernes, 1998), men ändå finner vi dem i de allra yngsta marina sedimenten. 3.2.5Flammskyddsmedel Flamskyddsmedel används i produkter som kan vara brandfarliga, såsom plaster, textilier och elektronisk utrustning. Flamskyddsmedel vars kemiska struktur innehåller grundämnet brom kallas för bromerade flamskyddsmedel. Det finns omkring 70 olika typer och många av dem förekommer i relativt höga halter i miljön. Den kemisk struktur för bromerade flamskyddsmedel liknar miljögifter som PCB och DDT. Alla dessa kemikalier är fettlösliga. Det gör dem mer miljöfarliga eftersom fettlösliga kemikalier lättare lagras i levande organismer än de vattenlösliga. Flamskyddsmedel kan vara en viktig orsak till prostatacancer (t ex Bernes, 1998). 4.Tidigareochangränsandeundersökningar Ett begränsat antal miljörelaterade undersökningar har tidigare utförts i Sannäsfjorden. För länsstyrelsen i dåvarande Göteborgs – och Bohus län genomförde Olsson (1975) en inventering av naturområdet i fjordomgivningen. År 1981 undersöktes bottenfaunan i Sannäsfjorden och dess närhet (Härkönen, 1981). Appelqvist och Fröjmark (2000) utförde en uppföljning av Härkönens tidigare studie av ålgräsängar och år 2000 undersökte Wattwil (2001) de bentiska foraminiferernas (encelliga bottenlevande amöbadjur) utveckling i Sannäsfjordens djupbassäng. Denna studie följdes 2005 av miljögeologisk undersökning av tungmetallkoncentrationen i fjordens sediment (Andersson, 2006). Då analyserades fem olika tungmetaller i sedimenten i fjordens djupbassäng. Länsstyrelsen har undersökt tillflödet av kväve och fosfor till fjorden via Skärboälven, t ex Ruist (2008). Nordberg (opublicerat material) utförde veckovisa hydrografiska mätningar i Sannäsfjorden under tre år, mellan april 2003 och januari 2007, vilka Olsson (2007) kompletterade, sammanställde och drog slutsatser 10 utifrån (Fig. 2). Mätningarna utfördes i fjordens djupbassäng vid Saltpannan och vid en referensstation utanför fjordens mynning, vid Västbacken. Johansson (2010) beräknade flöden och vattenomsättning i Sannäsfjorden baserat på data från ett ADCP-mätinstument som inom Sannäsprojektet placerats på fjordtröskeln 2008. Ödalen (2012) utförde mätningar och beräkningar av vattenomsättningen i den inre delen av Sannäsfjorden. I samband med dessa studier upptäcktes bl.a. syrebrist i denna del av fjorden, en företeelse som tidigare varit okänd. Bengtsson & Cato (2010) publicerade en rapport om TBT-halter i småbåtshamnar i Bohuslän, där Sannäsfjorden ingick med en station. Robijn (2012) undersökte miljöutvecklingen i Sannäsfjorden genom att studera en lång sedimentkärna från djupbassängen vid Saltpannan. Studien inkluderade analyser av tungmetaller, bentiska foraminiferer och högupplösande kronologi. Kärnan omfattade de senaste 250 åren. Harland et al. (2012) studerade förekomsten av vilceller av dinoflagellater (växtplankton) i sedimenten från fjorden. Kärnan representerade de senaste ca 50 åren. 5.Materialochmetoder 5.1Provtagningochmätning 5.1.1Oceanografiskmätning/provtagning Hydrografiska mätningar och provtagningar genomfördes inom ramen för Sannäsprojektet, mellan 24 juni och 19 september 2008 (Fig. 3a-b). Undersökningarna utfördes med hjälp av CTD-sond (Seabird 19 plus) vid 32 mättillfällen, kontinuerlig strömmätning med strömmätare (MINI Current Meter, model SD-6000), samt en ADCP (Acoustic doppler current profiler (600 kHz Workhorse). Den senare placerats på fjordtröskeln. Dessutom utplacerades en mätrigg med en ADCP på bassängbottnen med CTD-sonder var 5:e meter upp till ett vattendjup av ca 3 m under vattenytan mellan 9 september 2010 och 4 maj 2011. Strategin var att dokumentera de hydrografiska förhållandena, med en hög detaljupplösning, under sommarförhållanden, dvs, under den årstid då fritidsbåtaktiviteten är som störst och vattenmassorna är som starkast skiktade och mest stagnanta. CTD-mätningar Med en Seabird 19 plus CTD sond (Conductivity, Temperature, Depth) uppmättes salthalt temperatur och vattendjup i vattenpelaren. Sonden stabiliseras i vattenytan, därefter sänks den med jämn hastighet ned till botten. Mätning sker 8×/sek med en noggrannhet av tusendels grader och tusendels promille (‰). Mätningar utfördes vid 32 tillfällen, fördelat på 15 stationer i fjorden (Fig. 3). Efter den 22 augusti ingick även syremätningar i programmet. Under perioden utfördes provtagning en gång i veckan med en morgon- och en eftermiddagsmätning vid respektive station. Det genomfördes också ett intensivprogram med dubbla mätningar under 5 dagar i följd under tre veckor. 11 Temperature (°C) 0 20 20 15 10 2008/07/25 0 20 20 15 10 2008/08/1 0 20 20 15 10 2008/08/5 0 20 20 15 10 2008/08/12 0 Depth (m) 20 20 15 10 2008/08/21 0 20 20 15 10 2008/09/2 0 20 20 15 10 2008/09/9 0 20 20 15 10 2008/09/15 0 20 0 20 15 10 2008/09/19 1 2 3 4 5 6 7 Figur 3a-b. Under perioden 22 juli till 19 september 2008 genomfördes högupplösande temperatur- och salthaltsmätningar i längsprofiler i Sannäsfjorden. Isotermerna (temperaturen) anges med ett intervall om 1oC och isohalinerna (salthalten) med ett intervall om 1 ‰ (≈ PSU). Efter Ödalen (2012). Fig. 3a-b. During the period between July 22 and September 19, 2008, high-resolution measurements were performed along profiles in the Sannäs Fjord. Isotherms (temperature) are given with an interval of 1oC and isohalines (salinity) at an interval of 1‰ (≈ PSU). After Ödalen (2012). 12 Salinity 0 20 30 20 2008/07/25 10 30 0 20 20 2008/08/1 10 30 0 20 20 2008/08/5 10 30 0 20 20 2008/08/12 10 30 0 Depth (m) 20 20 2008/08/21 10 30 0 20 20 2008/09/2 10 30 0 20 20 2008/09/9 10 30 0 20 20 2008/09/15 10 30 0 20 20 2008/09/19 10 0 1 2 3 4 13 5 6 7 ADCP-mätning På fjordtröskeln placerades en rigg på vilken en ADCP och en CTD (Microcat CTD) sond var monterade. Denna placerades ut med hjälp av dykare på 15 m djup, innanför tröskeln (Fig. 4). Utrustningen mätte vattenströmningen var 5:e minut i tre riktningar på vattendjupen mellan 12,2 m och upp till 1,2 m under vattenytan. Riggen var utplacerad mellan den 24 juni 2008 och 9 september samma år. Mätnoggrannheten för strömmätningarna var ±1cm/sek. Gyttreströmmätare I den inre delen av fjorden vid Sannäs samhälle utfördes strömmätningar med två Gyttremätare (MINI Current Meter, model SD-6000) (Fig. 4). Dessa placerades hängande i en boj under vattenytan. Riggen hade förankrats med en lina till botten. Beroende på vattenståndsvariationerna varierade vattendjupet mellan 0,5 och 1,5 meter under vattenytan. Denna variation innebar att instrumentet inte alltid mätte strömmarna i ytvattnet utan också det intermediära vattnet på djup >1m. Strömhastigheter och strömriktning (inbyggd kompass) mättes automatiskt var 30:e minut. Gytteremätarna är mekaniska instrument och kunde endast registrera hastigheter som översteg 1,4 cm/sek. 5.1.2.Sedimentprovtagning I Sannäsfjorden insamlades sedimentkärnor under perioden 9 – 10 september 2008 respektive 7 – 10 september 2009, samt 7 – 9 september 2010. Totalt inhämtades sedimentprover från 15 provtagningsstationer, varav flertalet ligger i en transekt (i ett längsgående snitt) från den inre delen av fjorden till mynningsområdet utanför fjordens tröskel. År 2007 provtog även Sveriges geologiska undersökning (SGU) en station (SSK07-4,5 (SGU prov nr 07-0076)) i fjordens djupbassäng vid Saltpannan, vilken analyserades med avseende på utvalda grundämnen och organiska miljögifter i ytskiktet. Därutöver har Länsstyrelsen 2010 provtagit sediment från en station i anslutning till båtupptagningsplatsen och spolplattan. I detta sedimentprov analyserades organiska tennföreningar. Kartan i figur 1 visar samtliga sedimentprovtagningsstationer inom undersökningsområdet. Stationerna positionsbestämdes med hjälp av DGPS ombord på r/v Skagerak och med hjälp av en Garmin GPSmap 60CSx i arbetsbåtar. Vattendjup mättes med r/v Skageraks fasta ekolod samt ett enstråligt ekolod, Garmin Fishfinder 100, på arbetsbåtarna. Samtliga uppgifter redovisas i Tabell 1 jämte provtagningsdatum och vattendjup. Vid insamlingen av sedimentkärnorna 2008 användes en Multicorer Mark III-400 och vid expeditionerna 2007 (SGU), 2008, 2009 och 2010 utfördes provtagningen med hjälp av en Gemini corer (Niemistö, 1974). Med undantag för provtagningen 2007 då SGUs undersökningsfartyg S/V Ocean Surveyor nyttjades har all sedimentprovtagning utförts från Göteborgs universitets forskningsfartyg R/V Skagerak. Multicorer Mark III-400 ger sedimentkärnor med en diameter av 100 mm och en maximal längd av 500 mm, medan en Gemini corer kan ta längre sedimentkärnor (800 mm) med en diameter av 82 mm. 14 Figur 4. Batymetrisk karta over Sannäsfjorden med de hydrografiska mätstationerna markerade. Sannäs samhälle med hamn och båtupptagningsplats, fjordens djupbassäng vid Saltpannan, fjordtröskeln, Skärboälven och samhället Västbacken utanför fjorden visas också. CTD-stationer anges med blå punkter med stationsnummer, samt tre tvärgående profiler. Platser där Gyttere-mätningar utförts är angivna med röda punkter, medan lokalen där ADCPinstrumentet varit placerat är markerat med grön punkt. Modifierad efter Ödalen, (2012). Fig. 4. Bathymetric map of the Sannäs Fjord with the hydrographic monitoring stations marked. The Sannäs village with habour and the location for boat hauling, the deep basin of the fjord, Saltpannan, the fjord sill, Skärboälven, and the village Västbacken outside the fjord are also shown. The CTD-stations are indicated by blue dots with station number and the three transverse profiles. The location where Gyttre measurements were performed are indicated by red dots, while the area where the ADCP instrument was placed is marked with a green dot. Modified after Ödalen (2012). 15 Sedimentkärnornas längd i denna studie varierade mellan 300 och 500 mm och bestod av homogen gyttjelera, från mörkgrön till svart färg vid några stationer. För kvalitetskontroll röntgades minst en sedimentkärna från varje station med hjälp av en Andrex BV (155 140kV/10mA) portabelt röntgeninstrument. SGUs sedimentkärna (SSK07-4,5) dokumenterades med digital röntgenteknik. Kvalitetskontrollen genomfördes för att säkerställa att sedimentkärnorna inte var störda genom kraftig omgrävning av organismer (bioturbation) eller annan fysisk påverkan, t ex ankring. Vid samtliga stationer togs prov från sedimentkärnans yta (0 – 1 cm) och från sex stationer togs dessutom prover från djupare nivåer med en centimeters intervall ner till 20 cm sedimentdjup och därefter varannan cm till sedimentkärnans botten. Proverna delades upp och överfördes till polyeten plastburkar för oorganiska analyser respektive glasburkar för organiska analyser samt frystes in i väntan på kemiska analyser. Alla prover vägdes innan frystorkning. Prover avsedda för organiska miljögifter frystorkades inte. Tabell 1. Datum, positionsuppgifter, vattendjup och beräknade ackumulationshastigheter för sedimentprovtagningsstationer i Sannäsfjorden. Tab. 1. Time of sampling, location information, water depth and estimated accumulation rates in the sediment sampling stations of the Sannäs Fjord. Stations‐id SSK08‐1 SSK08‐2 SSK09‐2,5 SSK08‐3 SSK08‐4 SSK09‐4,5 SSK08‐5 SSK09‐5,5 SSK08‐6,5 SSK08‐7 SSK08‐8 SSK08‐9 SSK08‐10 SSK08‐11B SSK10‐11A Datum Latitud N (WGS84) Longitud E (WGS84) Vattendjup (m) 2008‐09‐09 2008‐09‐10 2009‐09‐07 2008‐09‐09 2008‐09‐09 2009‐09‐07 2008‐09‐09 2009‐09‐07 2008‐09‐10 2008‐09‐10 2008‐09‐11 2008‐09‐10 2008‐09‐10 2008‐09‐11 2010‐10‐23 58o43.487’ 58o44.040’ 58o44.122’ 58o44.425’ 58o44.645’ 58o44.988’ 58o45.005’ 58o45.340’ 58o45.447’ 58o45.668’ 58o46.072’ 58o46.769’ 58o44.452’ 58o44.334’ 58o44.318’ 11o14.966’ 11o14.637’ 11o14.651’ 11o14.566’ 11o13.823’ 11o13.192’ 11o13.156’ 11o12.710’ 11o12.214’ 11o12.114’ 11o11.769’ 11o10.944’ 11o14.655’ 11o14.703’ 11o14.720’ 7 9 8,5 9 11,5 25,5 30 21,5 15 17 26 32 5,7 7,5 3 Ackhast mm/år 2,75 4 4 5,7 4 10‐13 10‐13 2,7 2,75 5.2Analyser Vattenkvot i sedimentet bestämdes genom vägning före och efter frystorkning. Bestämningarna utfördes vid Institutionen för geovetenskaper (GVC), Göteborgs universitet (GU). Vattenhalten beräknades från torrsubstansen och uttrycks i procent av det frystorkade provets vikt (visas inte i föreliggande rapport). 16 Totalt organiskt kol (TOC) och totalkväve (TN). Vid bestämning av innehållet av TOC och TN homogeniserades det frystorkade provet i en agatmortel till ett fint pulver för att därefter vägas in i silverkapslar på Cahn mikrobalansvåg. Kapslarna med sediment syrabehandlas därefter med ångorna från saltsyra (HCl) i en exsickator under två dygn för upplösning av karbonatinnehållet i sedimentet. Därefter placerades silverkapslarna i tennkapslar och förslöts. Det organiska innehållet bestämdes sedan i en Carbo Erba Nitrogen Analyzer NA 1500. Analyserna utfördes vid Institutionen för geovetenskaper (GVC), Göteborgs universitet (GU). Laboratoriet vid GVC är inte ackrediterat för analysen. Kol/kväve- (C/N) kvoter beräknades och plottades tillsammans med kol och kvävehalterna i figur 9. I appendix finns alla rådata från sedimentanalyserna. Spårelement. Ett halvt gram sedimentprov lakades i salpetersyra (7M HNO3 p.a). Lakningen utfördes i slutna teflonbehållare i mikrovågsugn (CEM MDS-81D Microwave Digestion System). Slutbestämning skedde med hjälp av plasmaemissions- och masspektrometri (Inductively Coupled Plasma Quadro Mass Spectrometri, ICP-QMS). Analyserna har skett enligt modifierade EPA-metoder 200.7 respektive 200.8 (Sv.std.). Resultaten har jämförts med certifierade standarder (GSD-2, GSD-4, GSD-8). Analyserna utfördes av ALS Laboratory Group i Luleå. Laboratoriet är ackrediterat för analyserna. Ett mindre antal prover analyserades också med samma metod vid Institutionen för geovetenskaper (GVC), Göteborgs universitet (GU). Elementbestämningen skedde även i detta fall med en ICP-MS. Organiska miljögifter. Sediment sohlextraherades under 24 timmar med aceton/hexan. Detta upprepades två gånger med efterföljande rening. Polyaromatiska kolväten (PAH) har bestämts med hjälp av hög prestanda vätskekromatograf (HPLC). Analysen baseras på certifierade standarder 1647d Priority Pollutant Polycyclic Aromatic Hydricarbons. Klorerade ämnen har bestämts med hjälp av högupplösande gaskromatograf (GC-MS) försedd med SPI-injektor och EC-detektor. Resultaten har jämförts med certifierade standarder från Dr Ehrenstorfer, Accustandard Inc., och Larodan. Analyserna utfördes av Svenska miljöinstitutet (IVL) i Göteborg och Stockholm. Laboratoriet är ackrediterat för analyserna. 5.3Normalisering Provets innehåll av totalt organiskt kol användes bl a till att normalisera koncentrationen av metaller. Normaliserade värden utgör kvoten mellan ämnets koncentration och koncentrationen TOC. Detta görs för att halter skall kunna jämföras mellan områden i fjorden med olika innehåll av organiskt kol (t ex Cato, 2006). 5.4Datering Åldersdateringen av sedimentkärnorna har huvudsakligen baserats på tungmetallkoncentrationer. I början av 1950-talet ökade utsläppen av främst kadmium och bly som ett resultat av införandet av konstgödsel i jordbruket och ökad användning av bly i bensinen. Dessa förändringar är lätta att spåra i sedimenten, samt att bly i bensinen förbjöds 1995, vilket ger en påtaglig minskning av bly i sedimenten. I en 2 m lång sedimentkärna från Salpannanbassängen (Stn 4,5) utfödes fyra 14C analyser. Resultaten från dessa visade att 17 metallkurvorna som användes för åldersdateringen var i överensstämmelse med 14C dateringens beräknade medelackumulationshastighet (Robijn, 2012). 5.5Bedömningavmiljökvalitet Ytsedimentenprovens miljöstatus har bedömts och klassats (se Tabell 2) i enlighet med Naturvårdsverkets bedömningsgrunder för miljökvalitet i kust och hav (Naturvårdsverket 1999, 2005).Klassningen omfattar 5 klasser för tungmetaller, där klass 1 (blå färg) motsvarar ingen/ obetydlig avvikelse från jämförelsevärdet, dvs avvikelse från den naturliga bakgrunden och klass 5 (röd färg) ett starkt påverkat område med mycket stor avvikelse från jämförelsevärdet av ifrågavarande tungmetall (Tabell 3). Klassningssystemet är liknande för organiska miljögifter. Enda skillnaden är att jämförelsevärdet är noll i det senare. Resultatet av klassningen redovisas i tabellerna 3-8. Tabell 2. Klassificering av organiska miljögifter och metaller enligt Naturvårdsverkets bedömningsgrunder (Naturvårdsverket 1999). Tab. 2. Classification of organic pollutants following the Environmental Protection Agency criteria (Naturvårdsverket 1999). Organiska miljögifter Halt Klass 1 Klass 2 Klass 3 Klass 4 Klass 5 Metaller Avvikelse från jämförvärdet Ingen halt Låg halt medelhög halt Hög halt Mycket hög halt Klass 1 Klass 2 Klass 3 Klass 4 Klass 5 Ingen eller obetydlig avvikelse Liten avvikelse Tydlig avvikelse Stor avvikelse Mycket stor avvikelse 6.Resultat 6.1Hydrografi Fjordens vattenvolym innanför tröskeln vid Saltpannan är beräknad till ca 12 x 106 m3 (Olsson 2007). Volymen under tröskeldjupet innanför tröskeln är beräknad till ca 1,65 x 106 m3 och följaktligen kan vattenvolymen ovan tröskeldjupet uppskattas till ca 10,4 x 106 m3. Figur 2 visar tidsvariationer av den vertikala temperatur och saltskiktningen vid Saltpannan från de veckovisa mätningarna under 2003-2007. I det intermediära vattnet över tröskeldjupet på 8 meter sker det stora och ofta snabba variationer i salthalt från ca 18 ‰ till 33 ‰. Dessa variationer avspeglar liknande salthaltsvariationer i kustvattnet utanför fjorden. Under 8-10 m djup påträffas djupvatten med generellt högre salthalt och densitet och med mindre variation. Under sommarhalvåret är temperaturskiktningen vanligen stark då ytvattnet är varmt. Normalt är då temperatursprångskiktet beläget vid tröskeldjupet, 8 m (Fig. 3a-b). Data från intensivmätningsperioden under sommaren 2008 ger en mer detaljerad bild av de hydrografiska förhållandena i fjorden i både tid och rum (Fig. 3a-b). Längdsnitten från olika dagar av salthalt från fjordens inre del till Västbacken visar stora tidsvariationer över 18 tröskeldjup i de inre delarna av fjorden och variationer ner till större djup vid Västbacken. I djupvattnet innanför och under tröskeln är det mer konstanta förhållanden. Notera att salthaltssprångskiktet relativt ofta ligger nära tröskeldjupet i de inre delarna av fjorden vilket gör att det här bildas ett tunt lager med hög salthalt nära botten. Detta språngskikt begränsar blandningen och därför också flödet av syrgas mellan överliggande vattenmassor och sedimentet. I dessa observationer visas också påverkan av lokal sötvattentillrinningen i form av ett tunt skikt med lågsalint vatten närmast ytan i vissa av längsnitten t ex den 09/15 och 08/12. Om fjorden skulle indelas efter olika vattenmassor har dessa skilda uppehållstider och typiska rörelsemönster ut och in i fjorden. Det tunna och bräckta ytvattenskiktet strömmar normalt ut ur fjorden, ett nettoutflöde. Det intermediära lagret har vanligen en nettorörelse in i fjorden som kompenserar för det utflödande vattnet i ytskiktet. Det intermediära vattnet och ytvattnet har tillsammans en uppehållstid i fjorden på 5-20 dygn (Olsson 2007) baserat på veckovisa mätningar under perioden 2003-2007. Johansson (2010) beräknade den genomsnittliga uppehållstiden till 6 dygn för detta vatten baserat på både strömmätningar vid tröskeln och hydrografiska mätningar under 2008. Tidvattnet bidrar till ett vattenutbyte motsvarande 5 m3/s, medan den estuarina- och intermediära cirkulationen bidrar till 7,5 m3/s vardera. Med ett medelvattenflöde om totalt 20 m3/s, är den genomsnittliga uppehållstiden ovanför tröskeln cirka 6 dygn. Bottenvattnet däremot byts betydligt mer sällan. Här sker vattenutbytena mer som distinkta händelser vilka inte sällan äger rum med stor energi. Mätningarna under 2003-2006 visar att djupvattenutbyten sker ungefär 5 gånger/år (Olsson, 2007). De flesta av dessa vattenutbyten sker på så sätt att vatten med hög hastighet, salthalt och täthet strömmar in och ersätter det gamla djupvattnet under tröskelnivån vilket är den normala utbytesmekanismen för fjordars djupbassänger (Fig. 2 och 5). Vissa av vattenutbytena sker dock på ett annat sätt dvs utgörs inte alltid av tungt, salt bottenvatten. Istället ersätts djupvattnet med intermediärt fjordvatten med relativt låg densitet. Mekanismen för detta är troligtvis att det strömmar in vatten med stor hastighet över tröskeln vilket ger upphov till stark turbulens, blandning och förmodligen också lokal cirkulation i djupvattnet så att detta blandas upp och snabbt ersätts med intermediärt vatten. Detta sker vanligen under hösten med strömhastigheter på upp till ca 2 knop (ca 1m/sek). Detaljerna bakom denna mekanism är ännu inte helt klarlagda. 0 Figur 5. Strömhastighetsbestämningar utfördes var femte minut med hjälp av ett ADCPinstrument vilken placerades strax innanför fjordtröskeln. Figuren visar variationer i strömhastigheter över tid och djup. Positiva hastigheter är riktade in i fjorden och negativa hastigheter strömhastigheter ut över fjordtröskeln (Jfr. Fig. 4). Notera inflödet av vatten i samband med ett djupvattenutbyte den 6 augusti 2008. Efter Johansson (2010). Fig. 5. Current velocity determinations were performed every five minutes using a ADCP instrument which was placed just inside the fjord sill. The figure shows the variations in current velocities against time and depth. Positive velocities are directed into the fjord and negative velocities out of the fjord passing over the fjord sill (cf. Figure 4). Note the flow of water in the context of a deep-water exchange on August 6, 2008. After Johansson (2010). 19 Efter kraftiga regn liksom vid snösmältning, förekommer ett ca 1 m tjockt bräckt, sedimentrikt och beige-ljusbrunt ytvattenskikt i fjorden. Detta är tydligast utvecklat i fjordens inre del, innanför tröskeln. Efter några dagar sedimenterar sedimentpartiklarna och vattnet är då klart men brunfärgat av humusämnen. Under föreliggande intensivstudie observerades ett lågsalint ytvattenskikt med salthalt under 15 ‰ vid flera tillfällen (Figur 6 visar ett exempel). Vid de vanligaste vindriktningarna i området, dvs vid vindriktningar mellan sydväst och nordväst, pressas ytvattnet mot den östra och nordöstra sidan av fjorden. Det innebär att det färska och det bräckta vattnet, liksom sedimentpartiklar och föroreningsämnen, med vindens hjälp trycks mot stranden. Ytvattenskiktet blir därmed lite tjockare på denna sida av fjorden (Fig. 6). Figur 6. Översikt över tvärprofiler betraktade mot söder i fjorden (för profilernas lokalisering se Fig. 4). Observationen är gjord den 9 september 2008 och visar att vinden pressar bräckt ytvatten mot västra stranden. Notera att nära botten kan effekterna av interpoleringen förorsaka en något felaktig tiltning av isolinjerna. Det översta tvärsnittet anger temperatur, medan det mellersta visar salthalt och det nedersta tvärsnittet anger densitet. Efter Ödalen (2012). Fig. 6. Overview of cross sections viewed to the south of the fjord (see Fig. 4 to view the location of the profiles). The observation was performed on September 9, 2008, and show that the wind is pushing the brackish surface water towards the western shore. Note that near the bottom, the effects of the interpolation result in a slightly inaccurate tilting of the contour lines. The top section represents temperature, the middle shows the salinity, and the lower section indicates density. After Ödalen (2012). I de innersta delarna av fjorden uppträder vid kraftiga regn och höga färskvattenflöden, extremt låga salthalter i den översta metern. Någon sådan händelse skedde inte under föreliggande studie, men mycket låga salthalter är konstaterade i Sannäs då fisk och skaldjur dött i sumpar som placerats inom de översta 100 centimetrarna av vattenmassan. Förmodligen är ytvattnet i de innersta delarna under sådana här tillfällen nära nog färskt. Dessa händelser upprepas vid flera tillfällen varje år. 20 Den högsta salthalten som uppmätts är 35 ‰ vilket endast inträffar i samband med upwelling då salt bottenvatten från Skagerrak ersätter det gamla vattnet. Vid dessa tillfällen är hela fjordens vattenpelare homogen med samma höga salthalt, från botten upp till ytan. Temperaturen i ytvattnet är mycket variabel då det står i direkt kontakt med atmosfären vilket innebär effektivt utbyte av värme och temperaturen följer därför till stor del lufttemperaturen. Ytvattentemperaturen varierar mellan 0° eller något lägre, till +23°C under den varmaste perioden på sommarn (Fig. 2 och 3a). Undantagsvis kan ytterligare något högre temperaturer utvecklas vid kraftiga högtryck i samband med en värmebölja, +26°C har uppmätts i fjorden vid enstaka tillfällen. I bottenvattnet, på 30 m djup, varierar temperaturerna mellan +4°C och +17°C. De högsta temperaturerna utvecklas generellt på sensommaren och hösten efter en stagnationsperiod då sommarens värmesignal har hunnit tränga ned till botten. De allra högsta temperaturerna i den djupaste delen av fjorden uppträder dock plötsligt i samband med att varmt intermediärt vatten med hög energi tränger in i fjorden och byter vatten i djupbassängen (Olsson 2007)(Fig. 2). Syreförhållanden i fjorden I Sannäsfjordens djupbassäng vid Saltpannan, uppstår regelbundet perioder av stagnation, dvs perioder då vattnet blir stillastående och inget vattenutbyte sker. De flesta sådana perioder uppträder mellan januari och september och kan ha en varaktighet på flera månader (Olsson 2007). Under sådana perioder konsumeras syre genom nedbrytning av organiskt material, såsom planktonorganismer, alger och organiskt material från land. Syre konsumeras också genom levande organismers respiration, vilka lever i bassängen under språngskiktet. Under sommaren 2008, mellan 22 augusti och 29 september minskade syrehalterna i Saltpannans bottenvatten från 2,3 ml/l till 0,2 ml/l (Fig. 7,8) (Ödalen 2012). Hur lång stagnationsperioden varit innan mätningar började inte känt men kan uppskattas från den observerade syrgasminskningstakten på ca 0,075 ml/l/dag och anta en syrgashalt på 5 ml/l vid stagnationsperiodens början. Detta ger att stagnationperioden bör ha startat cirka en månad innan mätningarna började, dvs runt den 20 Juli. Figur 7. Typiska syrekoncentrationer längs fjorden under sommarförhållanden. Syrekoncentrationerna (ml O2/L) är interpolerade. Exemplet är från mätningar den 15 september 2008. Varje mätstation är markerade med en vertikal rad av X. Efter Ödalen (2012). Observera de låga syrehalterna i fjordbassängen och i den innersta 1/3-delen av fjorden. Jämför Fig. 8, markeringen A-B. Fig. 7. Typical along-fjord transect of interpolated oxygen concentrations (ml O2/L). The example profile section is derived from measurements of September 15, 2008. Measurement sites are marked by column of small X:s. After Ödalen, 2012. Note the low oxygen levels in the fjord basin and in the innermost third of the fjord. Compare Fig. 8, marked A-B. 21 Figur 8. Samtliga uppmätta syreprofiler från respektive station (Fig. 4) i ett längdsnitt i fjordens riktning. Det råder i stort sett syrebrist i bottenvattnet vid nästa alla mättillfällen i fjorden. På stationerna 7, 9 och 11 (Fig. 4) var det låga syrehalter i bottenvattnet vid samtliga mätdatum utom den 9 september 2008 (ljusgrön linjen). Syrehalten anges i ml/l. Efter Ödalen (2012). Fig. 8. All measured oxygen profiles from every station (Fig. 4) in the along-fjord transect. Almost all stations exhibit deficiency in the bottom water for nearly all measurement occasions. Station 7, 8 and 11 have oxygen-deficient bottom water on all occasions except on September 9, 2008. (light green line). The conc. of oxygen is expressed as ml/l. After Ödalen, 2012. Syre konsumeras också genom levande organismers respiration, vilka lever i bassängen under språngskiktet. Salt och temperaturdata från sommaren 2008 visar att det skedde ett inflöde av nytt djupvatten mellan den 5 och 12 augusti och att det sen var en stagnationsperiod fram till mätningarna slutade den 20 september. Mellan 22 augusti och 29 september minskade syrehalterna i Saltpannans bottenvatten från 2,3 ml/l till 0,2 ml/l (Fig. 7 och 8). Detta ger en observerad syrgasminskningstakt på ca 0,075 ml/l/dag vilket betyder att all syrgas i djupvattnet kan konsumeras på ca 2,5 månader om man exempelvis antar att syrgashalten initialt är 6 ml/l (typisk syrgashalt för mättat ytvatten vid sommartemperatur). Den initiala syrgashalten för den observerade stagnationsperioden var dock troligen relativt låg, ca 3 ml/l baserat på minskningstakten, vilket tyder på att djupvattnet ersattes med relativt syrgasfattigt vatten eller att det inflödande vattnet hade hög syrgashalt men att det blandades med kvarvarande vatten och endast ersatte en del av djupvattenvolymen. De flesta stationerna längs fjorden uppvisade syrebrist i bottenvattnet vid nästan alla mättillfällen under perioden juni till september 2008. Även de innersta stationerna på relativt grunt vatten uppvisade syrebrist och svarta sediment. På stationerna 7, 9 och 11, rådde syrebrist i bottenvattnet vid samtliga mättillfällen utom den 9 september 2008 (Ödalen, 2012) (Fig. 8). Denna typ av syrebrist nära botten på relativt grunda områden har inte dokumenterats tidigare vid Bohuskusten. I så grunda områden är syrebrist vid botten normalt en ovanlig företeelse då vattenomsättningen och omblandningen oftast transporterar ner tillräckligt med 22 nytt syre. Under augusti och september 2008 uppmättes på endast 5-10 m vattendjup syrehalter som varierade mellan 0,8 och 0,2 ml/l (Fig. 7-8). Mätningarna utfördes ca 50 cm över bottenytan, vilket normalt innebär ännu lägre halter vid själva sedimentytan, dvs sediment-vattengränsen. Att ännu lägre syrehalter rådde på sedimentytan bekräftades av den rikliga förekomsten av svavelbakterien Beggiatoa och av den svarta färgen på sedimentytan. 6.2Bottendynamik För att klarlägga bottenförhållandena i anslutning till provtagningsstationerna bedömdes och dokumenterades sedimentkärnorna okulärt och med röntgenteknik. Därefter analyserades sedimentets vattenhalt och innehåll av organiskt material. Miljöövervakning och retrospektiva studier (historiska haltförändringar i sedimenten) kan utföras framgångsrikt endast på ackumulationsbottnar, som har en kontinuerlig deposition av finsediment (<63 m). En lämplig botten för miljöövervakning måste ha en sedimentationshastighet som medför att tillräckligt mycket nytt sediment har ackumulerats på botten fram till nästa provtagningsomgång. Med andra ord, skall ett 1-centimeter tjockt ytprov tas vart femte år, måste sedimenttillväxten vara minst 2 mm per år. Därför har ackumulationshastigheten bestämts vid sex provtagningsstationer. Ackumulationshastigheterna varierade mellan 2,75 mm/år till 12 mm/år (Tabell 1). Figur 9. Ytsedimentens (0-1 cm) totala organiska kolhalt (TOC) (%) och kol- och kväve kvot (C/N), samt total kvävehalt (TN) (%) på respektive station i ett längdsnitt av Sannäsfjorden 2008 (Jfr. Fig.1). Bottenprofil med vattendjup och stationer liksom samhällena Sannäs och Västbacken är indikerade i underkant av diagrammet. Fig. 9. The concentration of total organic carbon (TOC) (%), carbon – nitrogen C/N ratio, and total nitrogent (T/N) (%) at each station along the Sannäs Fjord 2008 (cf. Fig. 1). 23 Fördelningen av kol (TOC) och kväve (TN) längs fjordprofilen visas i Fig. 9 och Tabell 3. Resultaten av analyserna visar att kolvärdena i fjorden är relativt konstanta i fjorden med värden varierande mellan ca 5 och 6%. Något lägre värden påträffades i station SSK08-1 längst in i fjorden och i de två yttersta stationerna (SSK08-8 och SSK08-9) (Fig. 9). Kvävevärdena varierar efter ett likartat mönster. Motsvarande mönster ses följaktligen också i C/N-kvoterna, här med värden generellt med liten variation mellan 9 och 10 (Fig. 9 och Tabell 3). Tabell 3. Totala halten organiskt kol respektive kväve i ytsedimenten i Sannäsfjorden. Tab. 3. Total content of organic carbon and nitrogen in surface sediments in the Sannäs Fjord. Station Enhet TOC TN C/N‐kvot SSK08‐1 % 4,5 0,5 8,5 SSK08‐2 % 5,4 0,7 8,2 SSK09‐2,5 % 5,7 0,7 8,2 SSK08‐3 % 5,4 0,6 8,6 SSK08‐4 % 5,6 0,6 8,6 SSK09‐4,5 % 5,3 0,6 8,3 SSK08‐5 % 5,6 0,7 8,4 SSK09‐5,5 % 5,4 0,7 8,3 SSK08‐6,5 % 5,8 0,7 8,2 SSK08‐7 % 4,1 0,4 9,3 SSK08‐8 % 4,7 0,5 8,7 SSK08‐9 % 4,6 0,5 8,6 SSK08‐10 % SSK08‐11B % SSK10‐11A % 6.3FördelningenavtungmetalleriSannäsfjordensytsediment Figur 10a-b och Tabell 4, visar halterna för 4 respektive 6 tungmetaller i ytsedimenten från 10 provtagningsstationer längs en transekt från inre delen av Sannäsfjorden till området vid Västbacken utanför Sannäsfjorden (Fig. 1). För de absoluta /okorrigerade tungmetallhalterna som uppträder i sedimenten visar halterna en generell ökning från den innersta stationen (SSK08-1) ut till djupbassängen, där tungmetallhalterna kulminerar (Fig. 10a-b). Utanför fjordtröskeln (SSK09-5,5 – SSK08-9) visar resultaten på en svagt minskande trend ut mot Kosterhavet. Arsenik (As), uppvisar generellt en liten till obetydlig avvikelse för samtliga analyserade stationen, förutom i fjordens djupbassäng (Saltpannan), där avvikelsen är tydlig (klass 3) (Tabell 4). Kadmium (Cd), fördelar sig relativt jämnt i fjorden. Halterna är relativt låga och ingår generellt i klass 2, liten avvikelse. I fjordens yttersta delar är halterna som lägst, station 7 går in under klass 1, ingen/obetydlig avvikelse. 24 Kobolt (Co), uppträder endast i låga halter i hela fjorden och sorterar därför under klassen ingen/obetydlig avvikelse. Krom (Cr), uppvisar en liten avvikelse i stationerna SSK08-4 och SSK09-4,5 (klass 2). I övriga stationer är avvikelsen ingen/obetydlig (klass 1). Figur 10a-b. Koncentrationen av åtta analyserade tungmetaller (V, Zn, Cd, Hg, As, Co, Cr, Cu, Ni och Pb mg/kg ts) i ytsedimenten (0-1 cm) på respektive station i ett längdsnitt i Sannäsfjorden 2008 (Jfr. Fig.1). Fig. 10a-b. The concentration of eight analyzed heavy metals (V, Zn, Cd, Hg, As, Co, Cr, Cu, Ni and Pb mg / kg dry weight) in surface sediments (0-1 cm) at each station in a longitudinal section of the Sannäs Fjord in 2008 (cf. Fig.1). 25 Koppar (Cu), uppvisar en tydlig avvikelse (klass 3) i stationerna SSK09-4,5 och SSK08-5, i djupbassängen. Övriga delar av fjordområdet uppvisar endast en liten avvikelse (klass 2) (Fig. 10b och 11, samt Tabell 4). Kvicksilver (Hg) uppvisar dock ett avvikande mönster från de övriga metallerna genom att halten kulminerar på station 6,5 med stor avvikelse (klass 4) från jämförelsevärden. Därefter minskar kvicksilverhalterna långsamt till tydlig avvikelse (klass 3) från station SSK08-7 och ut ur fjorden (Fig. 10a och Tabell 4). I djupare sedimentprover från samma kärna avtar kvicksilverhalten snabbt nedåt i lagerföljden och blir normal på endast några få centimeters djup. Tabell 4. Ytsedimentens (0–2 cm) miljökvalitet i Sannäsfjorden med avseende på metaller 2008 – 2009. Klassning enligt svenska bedömningsgrunder för kust och hav (Naturvårdsverket 1999, 2001). Ej analyserat = n.a. Tab. 4. The environmental quality of the surface sediments (0–2 cm) in the Sannäs Fjord in respect of metals 2008 – 2009. Classification according to Swedish criteria for coastal and ocean (EPA 1999, 2001). Not analyzed = n.a. 1 Station SSK08‐1 SSK08‐2 SSK08‐2,5 SSK08‐3 SSK08‐4 SSK09‐4,5 SSK08‐5 SSK09‐5,5 SSK08‐6,5 SSK08‐7 SSK08‐8 SSK08‐9 Enhet mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS Arsenik Kadmium Kobolt Bly Vanadin Zink As Cd Co Krom Cr Koppar Kvicksilver Nickel Cu Hg Ni Pb V Zn 8,0 9,7 9,4 11 14 n.a. 21 17 17 9,9 15 14 0,41 0,37 0,43 0,41 0,24 0,42 0,48 0,30 0,34 0,19 0,22 0,30 7,5 7,5 6,4 7,3 8,0 n.a. 7,3 6,5 6,4 5,7 5,9 5,9 33 38 33 38 44 41 39 38 37 32 33 32 23 24 22 27 28 32 30 25 27 21 23 32 0,10 0,08 0,09 0,09 0,17 n.a. 0,37 0,13 0,51 0,31 0,25 0,19 20 21 18 21 23 n.a. 22 22 22 18 20 20 22 21 21 24 28 32 28 27 31 25 23 24 59 66 58 68 78 n.a. 79 62 57 52 55 52 121 118 105 120 130 129 128 103 107 85 87 83 Avvikelseklassning metaller Naturvårdsverket 1999 Klass 1 Klass 2 Klass 3 Klass 4 Klass 5 Ingen/obetydlig avvikelse Liten avvikelse Tydlig avvikelse Stor avvikelse Mycket stor avvikelse Nickel (Ni), har genomgående ingen/obetydlig avvikelse (klass 1) i samtliga stationer. Bly (Pb), uppvisar en liten avvikelse (klass 2) i stationerna 4 – 6,5, medan övriga stationer har en avvikelse som klassas som ingen/obetydlig (klass 1) (Fig. 10b, 11 och Tabell 4). Vanadin (V), har generellt högre medelvärden i Sannäsfjorden än för kusten i övrigt och är därmed jämförbar med Saltkällefjorden, Byfjorden/Havstensfjorden, Stenungsund och Göteborg (Cato, 2006). Ämnet vanadin saknar dock ännu klassning och kan därför inte värderas med avseende på belastnings-/avvikelsegrad. Jämförbara och liknande och t.o.m. lägre värden från fjordar med tung industri längs Bohuskusten antyder dock att Sannäsfjorden är belastad. 26 Zink (Zn), uppvisar en tydlig avvikelse i stationerna SSK08-4, SSK09-4,5 och SSK08-5 (klass 3). I övriga analyserade stationer uppvisar metallen en liten avvikelse (klass 2) (Fig. 10a, 11 och Tabell 3 och 4. Figur 11. Koncentrationen av tungmetallerna Cu, Pb och Zn (mg/kg ts) (ofta förekommande i maritima verksamheter och i båtbottenfärger) i ytsedimenten (0–1 cm) på respektive station i ett längdsnitt i Sannäsfjorden 2008 (Jfr. Fig.1). Fig. 11. The concentration of heavy metals Cu, Pb and Zn (mg / kg DM) (common in antifouling paints) in surface sediments (0–1 cm) at each station in a longitudinal section of Sannäs Fjord 2008 (compare Fig.1). 6.4 Metallvärden normaliserade mot kol För tungmetallhalter normaliserade mot kol, vilket korrigerar för avvikelser i sedimentsammansättning mellan olika stationer, framträder ett otydligt mönster med generellt högre relativa metallvärden inne i fjorden, speciellt i djupbassängen och relativt lägre värden utanför fjordtröskeln (Fig. 12). Dock uppvisar kvicksilvret också för normaliserade värdena ett tydligt avvikande mönster, där kvicksilver kulminerar i station SSK08-6,5 med en avklingning ut ur fjorden. De högsta normaliserade värdena av kvicksilver påträffas utanför fjordtröskeln, vilket antyder förekomsten av en till station SSK08-6,5 närliggande punktkälla. 6.5FördelningenavorganiskamiljögifteriSannäsfjordensytsediment 6.5.1Organiskatennföreningar Analysresultaten för butyltenn på fem stationer i fjorden visade tydligt hur butyltennhalterna varierade beroende på närheten till båtupptagningsanläggningen och hamnen i Sannäs. TBTvärdena för fjorden på stationerna 3 och 5 är mycket låga (Fig. 13). På stationerna 10 (utanför 27 hamnen, flytbryggan), på 5,5 m vattendjup och 11B, utanför båtupptagningsanläggningen, på 7,5 m vattendjup, uppträder något förhöjda halter men de är likväl mycket låga. Intill båtupptaget däremot, på station 11A, ca 15 m söder om spolplattan, uppmättes 270µg/kg TS vilket med stor marginal passerar gränsen för klass 5, mycket hög avvikelse, en gräns vilken brukar placeras vid 100µg/kg TS. Figur 12a-b. Koncentrationen av åtta analyserade tungmetaller (V, Zn, Cd, Hg, As, Co, Cr, Cu, Ni och Pb mg/kg ts) normaliserade mot kol i ytsedimenten (0-1 cm) på respektive station i ett längdsnitt i Sannäsfjorden 2008. Fig. 12a–b. The concentration of eight analyzed heavy metals (V, Zn, Cd, Hg, As, Co, Cr, Cu, Ni and Pb mg / kg dw) normalized against carbon in surface sediments (0–1 cm) at each station in a longitudinal section of Sannäs Fjord 2008. 28 Figur 13. Innehåll av TBT (tributyltenn) i ytsedimenten i Sannäsfjorden. (Modifierad efter Bengtsson och Cato, 2012). För geografisk orientering se fig. 1. Fig. 13. Contents of TBT (tributyltin) in the surface sediment in the Sannäs Fjord. (Modified after Bengtsson and Cato, 2012). For location see fig. 1. 6.5.2Polycykliskaaromatiskakolväten(PAH) Analysresultaten avseende polycykliska aromatiska kolväteföreningar (PAH) visar ett tydligt mönster i fjorden med en ökning för i stort sett alla 15 identifierade PAH:er, från den innersta stationen och utåt i Sannäsfjorden (Fig. 14 och Tabell 5). Flera av dessa ämnen är starkt cancerframkallande. PAH:erna visar en signifikant ökning i nivå med samhället Sannäs (Stn 3) och därefter en konstant förhöjning av koncentrationerna mot fjordens mynning (Fig. 14). Koncentrationen av Summan för 11 PAH i ytsedimenten varierar mellan 223 och 719 μg/kg torrsubstans (Tabell 5). Det är framför allt de ingående specifika ämnena Pyren, Benso(a)antracen, krysen, Benso(b)flouranten, Benso(k)flouranten, Benso(a)byren, Benso(g,h,i)perylen, Indeno(1,2,3-cd)pyren, som varierar från klass 2 (låg halt) i fjordens innersta del och ökar successivt till klass 3 (medelhög halt) för att ytterligare öka utåt i fjorden till höga halter klass 4 (Fig. 14 och Tabell 5). Speciellt viktiga är Pyren, Benso(a)antracen, krysen, Benso(b)flouranten, Benso(k)flouranten, Benso(a)byren, Benso(g,h,i)perylen, Indeno(1,2,3-cd)pyren (Tabell 5), vilka uppvisar höga halter, klass 4, i fjorden varav flertalet är starkt cancerframkallande. 29 Figur 14. Halterna av PAH (Polycykliska aromatiska kolväten) i Sannäsfjordens ytsediment (0–1 cm). Fig. 14. Concentrations of PAHs (Polycyclic Aromatic Hydrocarbons) in surface sediments (0–1 cm) of the Sannäs Fjord. Tabell 5. Sedimentens miljökvalitet i Sannäsfjorden med avseende på polycykliska aromatiska kolväten (PAH) 2008-2009. Klassning enligt svenska bedömningsgrunder för kust och hav (Naturvårdsverket 2001). Tab. 5. Sediment environmental quality in Sannäs Fjord for polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) from 2008 to 2009. Classification according to Swedish assessment criteria for coastal and ocean (Naturvårdsverket 2001). Förening PAH Nafalen Acenaften Fluoren Fenantren Antracen Fluoranten Pyren Benso(a)antracen Krysen Benso(b)fluoranten Benso(k)fluoranten Benso(a)pyren Dibenso(a,h)antracen Benso(g,h,i)perylen Indeno(1,2,3‐cd)pyren SSK08‐2,5 SSK08‐3 SSK07‐4.5 SSK08‐6.5 Djup (cm) 0‐1 cm Station SSK08‐1 0‐1 cm 0‐1 cm 0‐1 cm 0‐1 cm Enhet ug/kg TS ug/kg TS ug/kg TS ug/kg TS ug/kg TS 2,2 <0,03 1,6 7,4 1,6 24 19 11 12 42 15 17 4,5 38 35 3,3 0,9 2,3 11 2,3 32 26 16 17 50 19 24 5,8 50 45 4,7 1,3 3,0 16 4,1 58 47 29 28 80 33 41 8,9 80 72 7,0 1,0 3,0 22 4,0 69 58 32 31 94 45 52 16 120 100 7,0 1,5 4,4 25 4,8 71 58 37 36 108 51 61 18 144 122 Summa 15 PAH: 231 304 504 660 750 Summa 11 PAH: * = Cancerogena PAH 223 292 486 630 719 * * * * * * 30 6.5.3Polykloreradebifenyler(PCB) Koncentrationen av Total PCB-halt i ytsedimenten varierar mellan 17 och 43 μg/kg torrsubstans (Fig. 15 och Tabell 6). Föroreningen av PCB:er ökar från de innersta delarna av fjorden som har en medelhög halt (klass 3) för att vid samhället Sannäs öka signifikant till hög halt (klass 4). Därefter fortsätter halterna att öka och kulminerar i djupbassängen (klass 4) följt av en svag minskning utanför tröskelområdet. Halten i den yttersta stationen befinner sig emellertid fortfarande inom klass 4, hög halt (Tabell 6). Figur 15. Ytsedimentets (0–1 cm) halt av summan 7 PCB och total-PCB (Polyklorerade bifenyler), samt summan HCB (Hexaklorbensen) i Sannäsfjorden. Fig. 15. Surface sediment (0–1 cm) content of the sum of 7 PCBs and total PCBs (Polychlorinated biphenyls), and the sum of HCB (Hexachlorobenzene) in the Sannäs Fjord. 6.5.4Bekämpningsmedel I föreliggande studie utgörs dessa av: HCB, HCH, klordaner och DDT (Fig. 15-18; Tabell 610). Bekämpningsmedlet HCB uppvisar generellt halter under detektionsgränsen, men i stationerna 4,5 (djupbassängen) och station 6,5 (utanför tröskelområdet) uppmättes medelhög halt (klass 3) (Fig. 15, Tabell 6). HCB-koncentrationerna varierar mellan, under detektionsgränsen, <0,05 µg/kg och 0,12 μg/kg TS. HCH-halterna är generellt medelhöga (klass 3) inne i fjorden, de kulminerar i djupbassängen med mycket hög halt (klass 5), för att utanför tröskelområdet återigen hålla en medelhög halt (klass 3) (Fig. 16; Tabell 7). HCH varierar mellan 0,077 µg/kg) och 0,50 μg/kg torrsubstans. 31 Tabell 6. Sedimentens miljökvalitet i Sannäsfjordens sediment med avseende på hexaklorbensen (HCB) och polyklorerade bifenyler (PCB) 2008-2009. Klassning enligt svenska bedömningsgrunder för kust och hav (Naturvårdsverket 2001). Tab. 6. The environmental quality of the sediment in the Sannäs fjord with respect to hexachlorobenzene (HCB) and polychlorinated biphenyls (PCBs) from 2008 to 2009. Classification according to Swedish assessment criteria for coastal and ocean (Naturvårdsverket 2001). Förening Station HCB PCB SSK08‐1 SSK08‐2,5 SSK08‐3 SSK07‐4.5 SSK08‐6.5 Djup (cm) 0‐1 cm Enhet HCB PCB 28 PCB 52 PCB 101 PCB 118 PCB 153 PCB 138 PCB 180 Summa PCB Total PCB* 0‐1 cm 0‐1 cm 0‐1 cm 0‐1 cm ug/kg TS ug/kg TS ug/kg TS ug/kg TS ug/kg TS <0.05 0,087 0,11 0,30 0,36 0,74 0,74 0,25 2,6 17 <0.05 0,083 0,22 0,37 0,41 0,9 0,95 0,34 3,3 22 <0.05 0,12 0,28 0,66 0,67 1,4 1,5 0,64 5,2 35 0,12 0,18 0,25 0,90 0,80 1,9 1,8 0,65 6,5 43 0,10 0,26 0,22 0,91 0,77 1,5 1,6 0,26 5,5 37 *Total PCB har uppskattats ifrån en teknisk blandning av 1242, 1254, 1260 (1:1:1) Figur 16. Halten av a-HCH, b-HCH och g-HCH (hexaklorocyklohexan), samt ΣHCH i ytsedimenten (0-1 cm) i Sannäsfjorden 2008. Fig. 16. The content of a-HCH, b-HCH and g-HCH (hexachlorocyclohexane), and ΣHCH in surface sediments (0-1 cm) in Sannäs Fjord 2008. 32 Tabell 7. Sedimentens miljökvalitet i Sannäsfjordens sediment med avseende på hexaklorhexaner (HCH) 2008-2009. Klassning enligt svenska bedömningsgrunder för kust och hav (Naturvårdsverket 2001). Tab. 7. Sediment environmental quality in Sannäs Fjord sediments for hexaklorhexaner (HCH) 2008-2009. Classification according to Swedish assessment criteria for coastal and ocean (Naturvårdsverket 2001). Förening Station SSK08‐1 SSK08‐2,5 SSK08‐3 SSK07‐4.5 SSK08‐6.5 Djup (cm) 0‐1 cm 0‐1 cm 0‐1 cm 0‐1 cm 0‐1 cm HCH Enhet a‐HCH b‐HCH g‐HCH Summa HCH ug/kg TS ug/kg TS ug/kg TS ug/kg TS ug/kg TS <0.03 0,085 <0.03 0,085 <0.03 0,077 <0.05 0,077 0,048 0,070 <0.05 0,12 0,27 0,20 0,03 0,50 <0.03 0,074 0,032 0,11 Klordaner. Sedimenten i den inre delen av fjorden (station 1 och 2,5) innehåller låga halter av klordaner (under detektionsgränsen). Vid Sannäs samhälle (Station 3) ökar däremot halterna signifikant till medelhög halt (klass 3), för att därefter kulminera i djupbassängen med höga halter (klass 4) (Fig.17 och Tabell 8). Utanför tröskelområdet minskar klordanhalterna till under detektionsgränsen igen. Klordanhalterna varierar mellan, under detektionsgränsen, <0,03 µg/kg) och 0,12 μg/kg torrsubstans. Figur 17. Innehållet av a-klordan, g-klordan och transnonaklor, samt Σ klordaner i ytsedimentet (0-1 cm) i Sannäsfjorden 2008. Fig. 17. The content of a-chlordane, g-chlordane and transnonaklor and Σ klordaner in ytsedimentet (0-1 cm) in the Sannäs Fjord 2008. 33 Tabell 8. Sedimentens miljökvalitet i Sannäsfjorden med avseende på klordaner 2008-2009. Klassning enligt svenska bedömningsgrunder för kust och hav (Naturvårdsverket 2001). Tab. 8. The environmental quality of the sediments in the Sannäs Fjord with respect to klordaner 2008-2009. Classification according to Swedish criteria for coastal and ocean (Naturvårdsverket 2001). Förening Station SSK08‐1 SSK08‐2,5 SSK08‐3 SSK07‐4.5 SSK08‐6.5 Djup (cm) 0‐1 cm 0‐1 cm 0‐1 cm 0‐1 cm 0‐1 cm Klordan Enhet g‐klordan a‐klordan transnonaklor Summa klordaner ug/kg TS ug/kg TS ug/kg TS ug/kg TS ug/kg TS <0.02 <0.02 <0.02 <0,03 <0.02 <0.02 <0.02 <0,03 0,042 <0.02 <0.02 0,042 0,073 <0.06 0,045 0,12 <0.02 <0.02 <0.02 <0,03 DDT (summan av DDT, DDE och DDD) förekommer generellt med medelhöga halter (klass 3). Halterna ökar tydligt vid samhället Sannäs och ökar sedan utåt i fjorden, men kulminerar i djupbassängen (Fig.18; Tabell 9). Nedbrytningsprodukterna DDE och DDD dominerar kraftigt över DDT, vilket visar att användningen av DDT numera upphört eller är ytterst begränsad. Koncentrationen av summa DDT (DDT, DDE, DDD) i ytsedimenten varierar mellan 0,34 μg/kg TS och 0,81 μg/kg TS. Figur 18. Koncentrationen av p.p-DDE (persistent DDT), p.p-DDD (p-klorofenyletan) och p.p-DDT (p,p'-Diklorodifenyltrikloroetan), samt Σ DDT i ytsedimentet i Sannäsfjorden 2008. Fig. 18. The concentration of pp-DDE (persistent DDT), pp-DDD (p-klorofenyletan) and ppDDT (p, p'-Diklorodifenyltrikloroetan) and Σ DDT in surface sediments of the Sannäs Fjord 2008. 34 Tabell 9. Sedimentens miljökvalitet i Sannäsfjorden med avseende på diklordifenyltrikloretan 2008-2009. Klassning enligt svenska bedömningsgrunder för kust och hav (Naturvårdsverket 2001). Tab. 9. The environmental quality of the sediments in the Sannäs Fjord with respect to dichlorodiphenyltrichloroethane 2008-2009. Classification according to Swedish criteria for coastal and ocean (Naturvårdsverket 2001). Förening Station SSK08‐1 SSK08‐2,5 SSK08‐3 SSK07‐4.5 SSK08‐6.5 Djup (cm) 0‐1 cm 0‐1 cm 0‐1 cm 0‐1 cm 0‐1 cm DDT Enhet ug/kg TS ug/kg TS ug/kg TS ug/kg TS ug/kg TS p,p‐DDT p,p‐DDE p,p‐DDD Summa DDT <0.05 0,27 0,089 0,36 <0.05 0,24 0,10 0,34 <0.05 0,28 0,14 0,42 0,089 0,46 0,26 0,81 <0.05 0,41 0,17 0,58 6.5.5Flammskyddsmedel Flamskyddsmedel i ytsedimenten har enbart analyserats på station 4,5 i djupbassängen. Klassning saknas i Sverige för flamskyddsmedel. Koncentrationerna av ett flertal flamskyddsmedel redovisas därför utan tolkning och klassning, se Tabell 10. Tabell 10. Förekomsten av organiska bromföreningar (PBDE-47, PBDE-100, PBDE-99, PBDE-85 och Σ PBDE, samt PBDE-209 och Σ Deca) i djuphålan (Saltpannan) i sannäsfjorden. Tab. 10. Occurrence of organic bromine compounds (PBDE-47, PBDE-100, PBDE-99, PBDE-85 and Σ PBDEs and PBDE-209 and Σ Deca) in deep cavity (saltpannan) in the Sannäs Fjord. Förening Station SSK07‐4.5 Djup (cm) 0‐1 cm PBDE Enhet PBDE-47 ug/kg TS 0,23 PBDE-100 0,11 PBDE-99 0,074 PBDE-85 0,085 Summa PBDE 0,50 <0,5 PBDE-209 (Deca) Sum inkl Deca 0,5 Tillståndsklassning organiska miljögifter Naturvårdsverket 2001 Klass 1 Klass 2 Klass 3 Klass 4 Klass 5 Ingen halt Låg halt Medelhög halt Hög halt Mycket hög halt 7.Diskussion 7.1Hydrografi Skiktning och cirkulation Föreliggande studier har visat att skiktningen i Sannäsfjorden vanligen utgörs av tre separata vattenlager; 1. ett översta, utsötat, bräckt ytvatten ner till ca 1 meters djup, vilket i medeltal strömmar ut ur fjorden. Därunder förekommer 2. ett intermediärt fjordvatten mellan ca 1 och 8 meters djup (tröskeldjupet), med stor variabilitet i salthalt och fluktuerande strömmar in och 35 ut ur fjorden på olika nivåer men som kännetecknas av en inåtgående ström i medeltal, vilken kompenserar för utflödet av ytvatten. Den tredje vattenmassan, 3. är bassängvattnet, dvs vattnet under tröskeldjupet. Detta vatten utgörs av intermediärt Skagerrakvatten med hög (normal) salthalt, som periodvis är stagnant (Olsson, 2007; Johansson, 2010; Ödalen, 2012). Studierna visar att fjorden har ett typiskt horisontellt cirkulationsmönster med, inströmning av ytvatten längs syd- och västsidan av fjorden och utströmning längs med den norra sidan. Den utgående ytströmmen transporterar bort färskvatten liksom medföljande sedimentpartiklar, planktonalger, flytande fintrådiga alger och föroreningsämnen. Uppehållstiden för den översta vattenmassan (0-8 m) är i genomsnitt ca 6 dygn (Johansson, 2010)baserat på mätningar under sommaren 2008. Sedimentationen av sedimentpartiklar, alger och föroreningsämnen sedimenterar alltså samtidigt som partiklarna har en nettorörelse ut mot fjordmynningen. Högst är energin i anslutning till de trängre och grundare passagerna. En sådan är fjordens grunda tröskel vid Saltpannan. Den höga ackumulationen av sediment i djupbassängen innanför tröskeln, ca 10-13mm/år, orsakas av dels av det relativt stora avståndet till Skärboälvens utlopp längst in i fjorden, vilket gör att partiklarna hinner sedimentera inne i fjorden. Dessutom öppnar sig fjorden och blir bredare vid Saltpannan vilket minskar transportenergin (jfr. Fig. 4) Djuphålan skapar också en ”tratteffekt” vilket ökar sedimentationen i djupbassängen. Till detta kommer den inåtgående strömmen av intermediärt vatten mellan 1 och 8 m vattendjup, som återför partiklar under pågående sedimentation inåt i fjorden. Detta fenomen innebär att när partiklarna sjunkit ca. 1 m byter de transportriktning och transporteras därefter in i fjorden igen och kan fortsätta sedimentationsprocessen på insidan tröskeln. Vid högtryck och efter perioder med ringa nederbörd är transporten av ytvatten relativt låg och uppehållstiden längre inne i fjorden. Vid sådana perioder ackumuleras sedimenten nära tillflödena och planktonalger sedimenterar över hela fjorden och relativt vertikalt. Generellt flockulerar också sedimentpariklarna så fort de når det salta havsvattnet vilket innebär att mycket små sedimentpartiklar såsom lera och silt klumpar ihop sig till aggregat som sedimenterar snabbare än enskilda partiklar. Dessa processer innebär att fjorden fungerar som en sedimentfälla, eller sedimentationsbassäng, vilket förklarar de generellt höga ackumulationshastigheterna i fjorden, där djupbassängen representerar ett område med mycket hög ackumulation (Tabell 1). Hög ackumulation av finkorniga och organiskt rika sediment innebär också att miljögifter ackumuleras på platsen då dessa vanligen binds till organiska partiklar och/eller till mineralpartiklar. Halterna av organiskt kol i fjordsedimenten (Fig. 9) visar att fjordmiljön är näringsrik och med hög produktivitet. Tillsammans med kvävehalterna och kol/kvävekvoten med C/Nvärden mellan 8 och 9 styrker detta att fjorden är relativt näringsrik och har en relativt hög primärproduktion vilket fjorden har gemensamt med flera liknande estuarier, fjordar och skärgårdsmiljöer längs Bohuskusten (Cato, 1997, 2006). Värdena i Sannäsfjorden är följaktligen relativt normala, inte avvikande eller extrema. Syrebrist Eftersom fjorden är en tröskelfjord innebär det att vattenutbytet i systemet är begränsat genom att tröskeln förhindrar passage av vatten. Tröskeldjupet i Sannäsfjorden är 8m, vilket innebär att vattenmassor som befinner sig djupare än ca.8 m innanför tröskeln lätt blir stagnant och stillastående. Särskilt gäller detta djupvattnet i bassängen vid Saltpannan. Här har uppmätts stagnationsperioder av upp till 5 månader (Nordberg, opublicerat material; Olsson, 2007). Sedimentpartiklar och alger som ackumuleras på bottnarna bryts ned av bakterier och av djur som lever i och av sedimenten samt i bottenvattnet, en aktiv process som förbrukar syre i bottenvattnet. Periodvis uppstår då syrebrist i bottenvattnet, med syrehalter nära 0 ml/L eller 36 ännu lägre. Vid provtagningar här har laminering observerats, vilken senare grävts sönder av bottenorganismer sedan bottnarna åter syresatts i samband med vattenutbyten. Inom projektet har vi uppmätt så låga syrehalter som 0,15ml/l 30cm ovanför sedimentytan i djuphålan, vilket innebär att botten är syrefri. Denna företeelse med syrebrist i djupbassänger i samband med stagnationsperioder är utbredd längs kusten (Nordberg m fl., 2000, 2001; Gustafsson & Nordberg, 2002; Filipsson & Nordberg, 2004) och kan betecknas som normal. Vad som emellertid inte uppmärksammats tidigare är syrebrist på grunda bottnar, dvs på vattendjup av endast 5 – 12 m (Fig. 8). Detta kan bero på, dels att fenomenet är relativt nytt och dels att mätningar inte rutinmässigt utförs på dessa grunda vattendjup. Inom föreliggande studier kunde detta dock dokumenteras i hela fjorden, från mynningen vid Västbacken (Fig. 1) och in till den innersta delen av Sannäsfjorden vid Skärboälven. Syrebristen upptäcktes första gången sommaren 2008. Sedimentundersökningarna visade att företeelsen förekommit sedan 1990-talet i den inre delen av fjorden, från Sannäs samhälle och in till de innersta delarna. Utbredningen förefaller att öka med tiden. De syrefria områdena karaktäriseras av svarta sediment (Fig. 19 och 20) med svavelbakterier (Beggiatoa), på enstaka stationer laminerade sediment, samt avsaknad av bottenlevande organismer och fisk. Fenomenet har börjat uppträda under de senaste 10-20 åren och inte sedan slutet på 1980-talet har bottenlevande fisk fångats i de inre delarna av fjorden under juli-september, detta trots att man inte känner till några nya föroreningskällor. Liknande låga syrehalter har de senaste åren också registrerats av Länsstyrelsen i skärgårds miljöer längs Bohuskusten, med de allvarligaste syrebristförhållandena och förhöjda fosfathalter i grunda bottenvattenmiljöer i norra Bohuslän (Klingberg, pers komm. 2011). C B Figur 19. Utbredning av syrebrist och svarta sediment i fjorden i september 2009. A-B markerar profilsträckningen från innersta delen i fjorden (A) till fjordtröskeln (B) och Västbacken (C) (Jfr. Fig. 7). Fig. 19. Distribution of oxygen depletion and black sediments in the fjord in September 2009. A-B marks the route profile from innermost part of the fjord (A) fjord sill (B) and Västbacken (C) (cf. Fig. 7). A Att denna syrebrist uppstår i de inre delarna av fjorden är anmärkningsvärt men går att förklara. Fenomenet uppträder på sensommaren och hösten under perioder då vattnet är har en kraftig salthaltskiktning i närheten av tröskeldjupet, dvs salthalten ökar plötsligt vid djupet för 37 denna nivå. Över grunda områden med samma eller nästan samma djup som tröskeldjupet bildas då ett tunt bottenvattenskikt med hög salthalt. Detta skikt har ett begränsat vattenutbyte med havet eftersom det ligger nära tröskeldjupet och kommunicerar dessutom med överliggande vatten i liten omfattning eftersom turbulensen och därigenom diffusionen begränsas av den starka skiktningen. De högre sommartemperaturerna innebär lägre löslighet för syre i vattnet och snabbare, syrekonsumerande nedbrytningsprocesser av organiskt material i det tunna bottenvattenskiktet. Detta skikt är tunt, vilket innebär att volymen är liten och att syret snabbt konsumeras. Denna företeelse liknar den som rådde i Laholmsbukten på 1980-talet då stora bottenarealer blev helt syrefria med följande allvarlig bottendöd (t ex Rosenberg m fl., 1991, 1996, 1997). Syrebristen i fjordens djupvatten upphör vanligen snabbt vid stora vattenutbyten då friskt Skagerrakvatten tränger bort det äldre syrefattiga vattnet. Vid tillfällen med kraftiga intermediära vattenutbyten, eller stormtillfällen, transporteras syrerikt vatten in i de grundare områdena så att systemet ovanför tröskeldjupet syresätts. Dessa processer går i allmänhet Figur 20. Sedimentkärnor från station 2,5 i Sannäsfjorden med anoxiska förhållanden i ytsedimenten (Jfr. Fig. 1, 7 och 19). Foto Kjell Nordberg. Fig. 20. Sediment cores from station 2,5 in the Sannäs Fjord with anoxic conditions in the surface sediments (compare Figures 1, 7 and 19). Photo Kjell Nordberg. 38 snabbt och systemet ventileras inom loppet av några få dagar. Dock återgår systemet också snabbt till syrefattig miljö när systemet stabiliserats (Ödalen, 2012). I Sannäsfjorden är detta som nämnts, en ny företeelse. Orsakerna till detta är ännu inte helt klarlagda men tänkbara förklaringar och hypoteser finns. Näringsämnen som tillförs fjorden på sommaren från land antas inte ha ökat under de senaste 30 åren då jordbruket i regionen inte ökat utan snarare minskat något. Nedläggningen av jordbruk och kraftig minskning av kreatursbesättningar har karaktäriserat regionen sedan 1960 – 1970–talen. Användandet av gödsel inom jordbruket har också minskat och blivit mer reglerad. Utsläpp av avloppsvatten eller industriutsläpp saknas i stort sätt och Sannäs samhälle upphörde helt med sådana utsläpp då allt avloppsvatten överfördes genom en rörledning till Grebbestads reningsverk från och med 1991. De oceanografiska förhållandena och sommarklimatet har heller inte förändrats på något signifikant vis över tid (SMHI, 2006). En stor förändring har emellertid ägt rum. Sedan 1960 –1970-talen har fritidsbåtarnas antal ökat dramatiskt, liksom motorer och motorstyrkor har ökat kraftigt. Moderna motorer släpper ut avgaserna under vattenytan, i propellercentrum. Avgaserna piskas sönder av propellerrörelserna och avgaserna tvättas ur i vattnet, vilket tillför både kolföreningar som CO2 och CO, PAH:er och kväveföreningar. Detta bidrar till både gödsling och försurning av vattnen. I norra halvan av Bohuslän finns idag ca 21 500 kända båtplatser för fritidsbåtar och ca 10 000 köar för nya platser. Under 1960 och 1970-talen fanns endast en bråkdel av dessa båtar och då med betydligt mindre motorer, samt avgasutsläpp i luften. 7.2Metaller De olika halterna av tungmetaller i Sannäsfjorden visar på en nettotransport från de innersta delarna och utåt i fjorden och den största ackumulationen av tungmetaller och flertalet andra föroreningsämnen sker i djupbassängen (Saltpannan) innanför tröskeln (Fig.1 och 10a-b). Analysresultaten indikerar att tungmetallhalterna och flertalet andra föroreningsämnen signifikant ökar vid samhället Sannäs, vilket visar att verksamhet i Sannäs hamn, samhälle och utflöden av vatten i anslutning till samhället förorenar fjorden. Anledningen till att halten blir högst i djupbassängen beror på att denna fungerar som en sedimentfälla och de flesta föroreningsämnen binds till sedimentpartiklar eller är partiklar som sedimenterar och deponeras i fjordens djupbassäng på grund av den lägre energin som normalt råder i detta öppnare och djupare del av fjorden (Fig. 1). Kolhalten längs fjordsträckan uppvisar en jämn fördelning med lägsta halter längst in i fjorden och de tre yttersta stationerna, vilket sannolikt kan relateras till högre energi/vattenflöden i dessa områden. Tungmetallerna i Sannäsfjorden uppvisar förvånansvärt höga halter, vilka är jämförbara med och till och med högre än betydligt mer urbana och exploaterade fjordar och estuarier längs Bohuskusten (Cato, 1997, 2006; Andersson, 2006; Robijn, 2010, 2012). Förklaringen till varför Sannäsfjorden, som är belägen i ett icke urbant och industrialiserat område, inom ett Natura 2000 område i anslutning till Kosterfjordens Nationalpark, kännetecknas av så höga metallhalter är som ovan beskrivits tröskelfjordens egenskap som sedimentationsbassäng och sedimentfälla. För de flesta metallerna är dock halterna inte hälsofarliga enligt Naturvårdsverkets klassning, men spridningsmönstret är ändå en tydlig varningssignal att fjorden är belastad. 7.2.1Tungmetallersomkanrelaterastillbåtverksamhet Båttrafikens bidrag till tungmetallföroreningar i fjorden är främst vid spolning/skrapning av båtbottenfärger i samband med höstupptagning och vårförberedelser, samt läckage från 39 båtarnas självpolerande och mjuka bottenfärger när de befinner sig i sjön. Främst är det tungmetallerna koppar (Cu), bly (Pb), tenn (Tn) och zink (Zn) som kan relateras till båtverksamhet (Cato m fl., 2007; Magnusson m fl., 2011). Båttrafiken i Sannäsfjorden är helt dominerad av fritidsbåtar. Emellertid är en stor andel av båtarna målade med norska båtbottenfärger vilket kan motsvara svensk bottenfärg för fartyg i yrkestrafik. Dessa innehåller betydligt högre halter av t ex koppar (Cu) än svenska båtbottenfärger avsedda för fritidsbåtar. Detta framgår klart i Fig. 11, där koppar (Cu) och bly (Pb) har en signifikant ökning från Sannäs samhälle och utåt i fjorden för att kulminera i djupbassängen. Detta gäller även zink (Zn) som har en tydlig avvikelse (klass 3) i stationerna SSK08-4, SSK09-4,5 och SSK08-5. I övriga provtagningsstationer i fjorden uppvisar denna metall en liten avvikelse (klass 2). Beträffande metallen tenn (Tn) förekommer denna huvudsakligen i form av tributyltenn (TBT). Antifaulingmedlet TBT är förbjudet sedan 1988 för användning på fritids- och småbåtar i Sverige. Halterna av TBT som analyserats i fem stationer i Sannäsfjorden, tre i anslutning till hamn och båtupptagningsplats, och två ute i fjorden. Djupbassängen liksom station SSK08-3 höll enbart mycket låga halter, vilket motsvarade ingen eller obetydlig avvikelse (klass 1) (Fig. 13). I hamnen, vid stationerna SSK08-10 och SSK08-11b förekom något högre halter. Däremot station SSK10-11a uppvisar kraftigt förhöjda värden och passerar med stor marginal gränsvärdet för ”mycket hög avvikelse” (5). Resultatet visar att själva båtupptagningsplatsen är en punktkälla för TBT i Sannäsfjorden. I liknande studier har det (Cato 2006; Bengtson & Cato 2010) att TBT-värdena i småbåtshamnar ökat under senare år. Denna ökning har skett trots att förbud råder mot all användning av tennbaserade färger för maritimt bruk. Förklaringen till detta kan vara dels förbjuden användning av nya eller gamla restlager av TBT-färger. En ytterligare förklaring som förefaller mer trolig är användandet av kraftiga högtrycksprutor vid rengöring av båtarnas bottnar. Därvid exponeras och frigörs TBT från äldre färglager på båtskroven, vilka målats med TBT-baserade färger då dessa var tillåtna. Kvicksilverhalten (Hg) inne i Sannäsfjorden är relativt hög men uppvisar ett likartat mönster som de övriga tungmetallerna med en ökning av halten från fjordens inre del och ut mot djupbassängen. Däremot avviker kvicksilverhalterna utanför tröskeln. Det sker en markant ökning av halten vid stationen SSK08-6,5 vilket motsvarar stor avvikelse (klass 4), för att därefter avklinga ut ur fjorden med klass 3 (Fig. 10a). Den höga kvicksilverhalten i anslutning till station SSK08-6,5 kan vittna om förekomsten av en lokal punktkälla alternativt dumpning av kvicksilver. 7.3Organiskamiljögifter Polyaromatiska kolväten (PAH) utgörs i denna studie av 15 olika ämnen som huvudsakligen härrör från förbränning av petroleumprodukter. I Sannäsfjorden är det främst motoriserade fritidsbåtar och atmosfäriskt nedfall som bidrar med föroreningar av dessa ämnen (Fig. 14). Föredelningen av PAH:er i fjorden visar dock att atmosfäriskt nedfall är den minst viktiga föroreningskällan i sammanhanget. Utbredningen av föroreningarna visar istället att det är båttrafiken, som liksom föroreningsämnena kraftigt ökar vid Sannäs och därefter en fortsatt successiv ökning utåt i fjorden. Anledningen är att vid den innersta stationen i fjorden passerar endast ett mycket begränsat antal båtar, medan det vid den ytterst belägna stationen (SSK08-6,5) trafikerar sommartid flera tusentals båtar (Nordberg, unpublished data). De ämnen som uppvisar de högsta koncentrationerna är pyren, benso(a)antracen, benso(k)fluoranten, benso(a)pyren, benso(g,h,i)perylen vilka uppnår klassen 4, hög halt, från Sannäs och utåt i fjorden. De högsta koncentrationerna påträffas i den yttersta stationen inne i 40 fjorden, SSK08-6,5 (Fig. 1). Generellt gäller detta alla PAH:er att halterna ökar utåt i fjorden (Tabell 5). Flera av PAH:erna är dessutom kraftigt cancerogena. Motsvarande värden från Fjällbacka skärgård (990 µg/kg TS) och Kosterfjorden (1064 µg/kg TS) är högre än de högsta uppmätta värdena i Sannäsfjorden (Cato, 1997, 2006). Båda dessa stationer (Fjällbacka skärgård och Koster) har mer än fördubblat sina halter av PAH:er mellan 1995 och 2000 (Cato, 2006). Också dessa höga värden är följdriktiga då båttrafiken i FjällbackaKosterområdet genomgått en betydande ökning av båttrafiken under de senaste 20 åren. Noteras bör att dessa värden är knutna till sedimenten och inte till vattenmassan. Det innebär att det inte är förenat med någon hälsorisk att bada eller äta fisk och skaldjur från fjordens eller Kosterhavets ytvatten. Figur 14 visar den konsekventa ökningen av föroreningshalterna (PAH) utåt i fjorden i motsats till t ex tungmetallerna, där Sannäs samhälle utgör den huvudsakliga föroreningskällan, med en gradvis ökning utåt djupbassängen för att därefter minska utanför tröskeln då de förorenade sedimenten deponerats i bassängen innanför tröskeln. På liknande sätt som tungmetallerna uppträder PCB, HCH, klordaner och DDT, vilket visar att föroreningskällan till dessa ämnen är lokaliserade till de inre delarna av fjorden genom Skärboälven och vid samhället Sannäs (Fig. 21 och Tabell 11). Särskilt bekämpningsmedlen klordaner (Fig. 17) visar att källorna för dessa ämnen är samhället Sannäs. Det är troligt att dessa bekämpningsmedel tillförs fjorden genom tillrinning från golfbanan och det begränsade jordbruksområdet norr om samhället. Bekämpningsmedlen HCH, med mycket höga halter i djupbassängen saknar för närvarande tydligt härkomst, även om en ökning syns vid Sannäs. Liknande tydliga mönster ser vi dock inte i anslutning till Skärboälvens jordbruksområde. Figur 21. Ytsedimentens (0-1 cm) halt av summan av organiska miljögifter (PAH, HCH, Klordaner, DDT, HCB och PCB) i Sannäsfjorden. Fig. 21. Content of total organic pollutants (PAHs, HCH, chlordanes, DDT, HCB and PCBs) in the surface sediments (0-1 cm) of the Sannäs Fjord. 41 Tabell 11. Ytsedimentens (0-2 cm) miljökvalitet i Sannäsfjorden med avseende på några organiska miljögifter 2008-2009. Klassning enligt svenska bedömningsgrunder för kust och hav (Naturvårdsverket 2001). Ej analyserat = n.a. Table 11. Environmental quality of the Surface sediments (0-2 cm) in the Sannäs Fjord with Respect to some organic pollutants 2008-2009. Classification according to Swedish assessment criteria for coastal and ocean (EPA 2001). Not analyzed = n.a. Station Enhet Sum Total Sum Sum Sum 11 PAH Sum HCB 7 PCB PCB HCH klordaner DDT SSK08‐1 ug/kg TS 223 <0,05 2,6 17 0,085 <0,03 0,36 SSK08‐2 SSK08‐2,5 SSK08‐3 SSK08‐4 SSK09‐4,5 SSK08‐5 SSK09‐5,5 SSK08‐6,5 SSK08‐7 SSK08‐8 SSK08‐9 ug/kg TS ug/kg TS ug/kg TS ug/kg TS ug/kg TS ug/kg TS ug/kg TS ug/kg TS ug/kg TS ug/kg TS ug/kg TS n.a. 292 486 n.a. 630 n.a. n.a. 719 n.a. n.a. n.a. n.a. <0,05 <0,05 n.a. 0,12 n.a. n.a. 0,10 n.a. n.a. n.a. n.a. 3,3 5,3 n.a. 6,5 n.a. n.a. 5,5 n.a. n.a. n.a. n.a. 22 35 n.a. 43 n.a. n.a. 37 n.a. n.a. n.a. n.a. 0,077 0,12 n.a. 0,50 n.a. n.a. 0,11 n.a. n.a. n.a. n.a. <0,03 0,042 n.a. 0,12 n.a. n.a. <0,03 n.a. n.a. n.a. n.a. 0,34 0,42 n.a. 0,81 n.a. n.a. 0,58 n.a. n.a. n.a. *Total PCB har uppskattats ifrån en teknisk blandning av 1242, 1254, 1260 (1:1:1) Tidigare uppfattningar om att deponin vid Olseröd, nära fjordens innersta del orsakat utsläpp av föroreningar i fjorden saknar stöd i föreliggande undersökning, då några förhöjda halter av föroreningsämnen i den innersta delen av fjorden inte kunde påvisas. Emellertid skulle provtagning i diken nära deponin kunna ge kompletterande svar på denna frågeställning. Deponin stängdes 1974 efter att ha varit i bruk under ett par årtionden (I. Lantz pers. komm. 2012). 8.Preliminäraslutsatser Inom Sannäsprojektets vetenskapliga del, har hydrografin/oceanografin och sedimenten i Sannäsfjorden undersökts; vattenomsättning, skiktning, strömförhållanden, salt- och temperaturvariationer, samt sygasförhållanden. Bottensedimenten har analyserats med avseende på kol- och kväveinnehåll, (sediment-)ackumulationshastighet, tungmetaller och organiska miljögifter. ‐ De hydrografiska undersökningarna visar att fjorden är uppdelad i tre vattenmassor, a) ett tunt bräckt ytvattenlager om cirka 1 meter, karakteriserat av nettoutflöde ur fjorden och b) en intermediär vattenmassa med en utbredning mellan 1 och 8 meters vattendjup vilket sammanfaller med fjordens tröskeldjup. Detta lager karakteriseras av nettoinflöde. c) Ett stagnant bottenvatten bestående av ett Nordsjö-/Skagerrakvatten med hög salthalt. ‐ Den grunda tröskeln utgör ett fysiskt hinder för obehindrat bottenvattenutbyte (djup >8-10 m) vilket vanligen leder till låga syrgasförhållanden under sommar och höst i djupbassängen. Temporärt kan syrgashalten öka vid inflöde av friskt Skagerrakvatten, men syret konsumeras snabbt därefter till låga värden genom den relativt höga primärproduktionen och den stora ackumulationen av organiskt material i fjorden. ‐ I fjordens grundare områden, på endast 5-12 m vattendjup upptäcktes låga syrgashalter under sommar- och höstförhållanden. I sedimenten kunde det visas att fenomenet pågått sedan början på 1990-talet. Detta kan bero på ökad primärproduktion under sommaren, som jämte utsläpp från jordbruk och atmosfäriskt nedfall, orsakats av antropogen aktivitet genom ett snabbt och kraftigt ökat antal fritidsbåtar med kraftiga 42 ‐ ‐ ‐ ‐ motorer med avgasutsläpp i vattnet Även utbyggnad av fritidsbåthamnar och bryggor som försämrar vattencirkulationen i havsvikarna kan ha bidragit. Fjordens fysiska utformning, det skyddade läget samt det begränsade vattenutbytet, med en inre tröskel och en innanförliggande djupbassäng och nettoinflödande intermediärt vatten, utgör en effektiv sedimentfälla. Fjorden är en sedimentationsbassäng, där sediment och föroreningsämnen ackumuleras med hög hastighet på bottnarna. På detta sätt liknar Sannäsfjorden närmast en sedimentationsbassäng med breddavlopp i ett reningsverk. Tungmetallhalterna i sedimenten uppvisar en generell ökning från den innersta delen av Sannäsfjorden ut mot djupbassängen vid Saltpannan. Utanför fjordtröskeln minskar halterna igen med en svag trend i riktning mot Kosterhavet. Fördelningen i fjorden visar att samhället Sannäs utgör den största föroreningskällan. De relativt höga halterna av koppar, bly och zink antyder att det finns en koppling till maritima aktiviteter. De mycket höga TBT-halterna vid båtupptagningsplatsen, ger en fingervisning om att denna med största sannolikhet är punktkällan. TBT (tenn) ingick tidigare i de numera förbjudna, extremt giftiga antifaulingfärgerna. Kvicksilver i mycket hög halt har påträffats i ytsedimenten på en station i den yttre delen av fjorden Den isolerade anomalin där, antyder en lokal dumpning på platsen. Beträffande organiska miljögifter uppvisar särskilt polycykliska aromatiska föreningar (PAH) en påtaglig ökning vid samhället Sannäs och därefter en successiv ökning för i stort sett alla stationer utåt i fjorden. Detta visar att någon specifik punktkälla saknas. Istället indikerar de successivt ökande halterna mot fjordmynningen att detta är resultatet av kumulativt ökande båttrafik utåt i fjorden, med dess utsläpp av förbränningsavgaser i vattnet. Ett tydligt spridningsmönster har konstaterats också beträffande bekämpningsmedel innehållande klordaner, där punktkällan är uppenbar; Sannäs samhälle och/eller närbeläget mindre jordbruksområde samt en 18-håls golfbana. Föroreningarna PCB och HCB förekommer generellt med höga halter i fjorden. För dessa ämnen kan inom denna studie ingen särskild föroreningskälla utpekas. De samlade resultaten visar att den generellt höga miljöbelastningen i fjorden, till stor del härrör från aktiviteter i anslutning till samhället Sannäs och till en stor lokal fritidsbåtsverksamhet. Detta i kombination med näringstillförsel från jordbruksmark och ett begränsat vattenutbyte. Avsaknaden av signifikant tidvattenutbyte är väsentligt i sammanhanget. Bidragande till dessa föroreningar är sannolikt också gästande båtar, då fjorden erbjuder riktaliga möjligheter till skyddade natt-/naturhamnar. 9.Framtiden Företeelsen med en ökad exploatering och utökning av fritidsbåthamnar och båttrafik i Bohusläns skärgård de senaste 20 – 30 åren, har inneburit en påtaglig belastning på skärgårdsmiljön. Höga tungmetallhalter, organiska miljögifter, övergödning, ökande utbredning av syrebrist på grunda bottnar och försurning har belagts. Även ökat buller kan nämnas. Nödvändiga åtgärder för att begränsa dessa miljöförsämringar (förutom fortsatta ansträngningar att minska läckage från jordbruksmark) kan vara att inleda begränsningar i antalet båtplatser i innerskärgården och därmed begränsa motorbåtstrafiken (inkl. vattenskotrar) i känsliga fjordar och estuarier, begränsa användandet av tvåtaktsmotorer och påbörja aktiv utfasning av dessa, underlätta för införandet av akylatbensin och alkoholbaserade drivmedel, anlägga sjösättningsramper och parkeringsplatser, samt 43 småbåtshamnar med torrförvaring, sk ”dry stack” i eller i nära anslutning till det yttersta havsbandet. Det är ändå till ytterskärgården flertalet söker sig. Dessa åtgärder är huvudsakligen till för att begränsa de förorenande transportsträckorna genom innerskärgården på väg mot havet, samt att göra självpolerande, giftiga antifaulingfärger onödiga. Genomför en återgång till bryggor med bryggstolpar istället för pontonbryggor som tillsammans med förtöjda båtar, likt länsor hindrar vattencirkulationen i hamnar och vikar. Underlätta företagsamhet som båtuthyrning och bildandet av båtpooler för att minska behovet av en egen båt. En fortsatt utveckling och införande av rening av spolvatten från bottenmålade båtar i fritidsbåthamnar. En vidare förbättring av båtmotorer är angeläget, så att dels avgaserna inte leds ned i vattnet och dels ett påskyndande av utvecklingen av eldrivna fritidsbåtar. Hanteringen av fritidsbåtverksamheten i stort befinner sig idag och för den närmaste framtiden i stark konflikt med en hållbar förvaltning av natur- och skärgårdsmiljön. För att inte stora naturvärden och kvaliteten för boende, rekreation, fiske och turism skall försämras ytterligare bör stora ansträngningar göras för att avstyra utvecklingen med kraftigt ökande fritidsbåtsaktiviteter och utbyggnad av hamnanläggningar i den innersta skärgården och istället sträva mot en mer hållbar förvaltning av denna vår känsligaste havsmiljö. 10.Tack Sannäsprojektet i Kosterhavet. Projektet har haft sin huvudsakliga finansiering och stöd från Västra Götalandsregionen (Regionutvecklingsnämnden och Miljönämnden) och Göteborgs universitet, Institutionen för Geovetenskaper. Bidrag och stöd har även erhållits från Tanums Hamnar AB; Tanums kommun (miljö); Länsstyrelsen i Göteborg; Per-Olof Samuelsson, Stenungsunds kommun; Skandinaviska IFAB Filtrering; Nilfisk ALTO, Mölndal; Grebbestads Folkhögskola, marina programmet; Samhällsföreningen i Sannäs. Vi har också fått värdefull hjälp av besättningarna ombord på forskningsfartygen Skagerak och Nereus liksom av ett flertal forskare och kollegor som hjälpt till ombord och på laboratoriet. Pernilla Johansson och Malin Ödalen utförde oceanografiska mätningar och beräkningar. Vi tackar Er alla för all hjälp. Ni har starkt bidragit till genomförandet av projektet. Tack också till Mark Johnson som språkgranskat de engelska texterna. 44 11.Referenser Alve, E. 1991. Benthic foraminifera in sediment cores reflecting heavy-metal pollution in Sorfjord, Western Norway. Journal of Foraminiferal Research, Volume 21, pp. 1-19. Andersson, L.G., Hall, P.O.J., Iverfeldt, Å., Rutgers van der Loeff, M.M., Sundby, B. Westerlund, S.F.G., 1986. Benthic respiration measured by total carbonate production, Limnology and Oceanography, Volume 31(2), pp. 319-329. Andersson, L., 1996. Trends in nutrient and oxygen concentrations in the SkagerrakKattegat. Journal of Sea Research, Volume 35, pp. 63-71. Andersson, S., 2006. An investigation of heavy metal concentrations in the sediments of Sannäsfjorden, Swedish west coast. Department of Earth Science, Göteborg University, B479, 26 p. Appelqvist, C. och Fröjmark, J. 2000. Zosteraängarnas utbredning Rossö-Sannäs, Tillämpningsarbete i marin ekologi, Göteborgs universitet. http://www.tmbl.gu.se/libdb/public/Honour_theses.html, 2012-08-08. Asplund, J. 1979. Tungmetaller i naturliga vatten; en litteraturöversikt, Rapporter, Statens naturvårdsverk. Balsberg, A. Lithner, G. Tyler, G. 1981. Koppar i miljön, Naturvårdsverket, Rapport 1424. Balsberg-Påhlsson, A. Lithner, G. Tyler, G. 1982. Krom i miljön, Naturvårdsverket, Rapport 1570. Bengtsson, H. och Cato, I., 2010. TBT i småbåtshamnar i Västra Götalands län 2010. – en studie av belastning och trender. Länsstyrelsen i Västra Götalands län, Vattenvårdsenheten, Rapport 2011:30, 126 s. Bernes, C., 1998. Organiska miljögifter. Naturvårdsverket förlag, Stockholm, Sverige. Björk, G. and Nordberg, K. 2003. Upwelling along the Swedish west coast during the 20th century. Continental Shelf Research Volume 23, pp. 1143-1159. Breedveld, G. D., Skei, J., and Hauge, A. Contaminants in Norwegian fjord sediments: industrial history or future source? Journal of Soils and Sediments, Volume 10, pp. 151154. Cato, I., 1977. Recent sedimentological and geochemical conditions and pollution problems in two marine areas in southwestern Sweden. Sveriges Geologiska Undersökningar, SGU, Rapporter och meddelanden no 64. 75 p. Cato, I., 1990. Sedimentundersökningar i Brofjorden särskilt Trommekilen 1989, samt förändringar efter 1972 och 1984. Striae, Volume 6, 158 p. Cato, I., 1997. Sedimentundersökningar längs Bohuskusten 1995 samt nuvarande trender i kustsedimentens miljökvalitet – en rapport från fem kontrollprogram. Sveriges Geologiska Undersökningar, SGU Rapporter och meddelanden no 95. 365 p. Cato, I., 2003. Organic carbon, nitrogen and phosphorous in sediment. Swedish National Report on Eutrophication Status in Kattegat and Skagerrak. In: Håkansson, B. (ed): Swedish National Report on Eutrophication Status in the Kattegat and the Skagerrak, OSSPAR ASSESSMENT 2002, 46-49. Cato, I., 2006. Miljökvalitet och trender i sediment och biota ut med Bohuskusten 2000/2001 – En rapport från sju kontrollprogram. Sveriges Geologiska Undersökningar, SGU Rapporter och meddelanden no. 122. 490 p. Cato, I., Magnusson, M., Granmo, Å., & Borgegren, A., 2007. Organiska tennföreningar – ett hot mot livet i havet. In: Havet 2007: Wiklund, K., m fl. (red), Naturvårdsverket, Stockholm, s. 77-81. 45 Cossellu, M. and Nordberg, K., 2010a. Recent environmental changes and filamentous algal mats in shallow bays on the Swedish west coast – a sedimentological study. Department of Earth Sciences, Gothenburg University, Ser C, no 86., 29 pp. Cossellu, M. and Nordberg, K., 2010b. Recent environmental changes and filamentous algal mats in shallow bays on the Swedish West Coast – a result of climate change? Journal of Sea Research, Volume 63, pp. 203-212. Filipsson, H.L., and Nordberg, K., 2004. A 200-year environmental record of a low-oxygen fjord, Sweden, elucidated by benthic foraminifera, sediment characteristics and hydrographic data. Journal of Foraminiferal Research, Volume 34(4), pp. 277-293. Förstner, U. 1980. Inorganic pollutants, Particularly Heavy Metals in Estuaries, In: Chemistry and Biochemistry of Estuaries (Eds. Olausson, E. & Cato, I.), John Wiley & Sons Ltd., Chichester, 307-348. Gustafsson, M., and Nordberg, K. 2002. The impact of climate and shore-level displacement on the late-Holocene environmental development of Havstens Fjord and Koljo Fjord, Swedish west coast. Holocene, Volume 12, pp. 325-338. Harland, R., Nordberg, K. and Robijn, A. In press. Latest Holocene dinoflagellate cyst records from west coast Sweden and their impact on the interpretation of environmental change. In: Dinoflagellate Perspectives. Bradley, L., Lewis, J. and Marret-Davies, F. (eds). The Micropalaeontology Society, Special Publication, 00, 000-000. Härkönen, T., 1981. Bottenfaunan i området Råssö-Sannäsfjorden, Naturinventeringar I Göteborgs och Bohus län. Naturvårdsenheten, Länsstyrelsen, 1981:3, 54 p. Isaksson, I., Kilnäs, M., Eriksson, M., Magnusson, J., Klingberg, M., Carling, H. och Tingström, L., 2011. Samverkansplan för värdefulla kust- och havsområden – pilotprojekt Norra Bohuslän (Strömstad, Tanum, Sotenäs, Lysekil & Munkedals kommuner). Länsstyrelsen i Västra Götalands län. Rapportnummer 2011:37., 254 s. Johansson, P., 2010. Water exchange above sill level in the Sannäsfjord, west coast of Sweden, Department of Earth Science, Göteborg, University of Gothenburg, B591, 37 p. Jonsson, A. 2000. The trace of metals use, emission and sediment load of urban heavy metals. Akademisk avhandling, Linköpings universitet, Linköping studies in arts and science, 221. Kennish, M.J., 1997. Practical Handbook of Estuarine and Marine Pollution. CRC Press, inc., Baco Raton FL., 219 p. Klingberg, M. (Länsstyrelsen i Västra Götalands län - Vattenvårdsenheten), 2011. Lagesson, H. Norling, K. Oscarsson, H. 2005. Många bäckar små, Små bohuslänska bäckars transport av kväve och fosfor till Skagerrak, Vattenvårdsenheten, Länsstyrelsen Västra Götalands Län, 2005:49. Lantz, I., Sannäs pers. komm. 2012. Lepland, A., Andersen, T.J., Lepland, A., Arp, H.P.H., Alve, E., Breedveld, G.D., and Rindby, A. Sedimentation and chronology of heavy metal pollution in Oslo harbor, Norway. Marine Pollution Bulletin, Volume 60, pp. 1512-1522. Lundström, K., 2009. Ursprung och spatiell fördelning av polycykliska aromatiska kolväten (PAH) I svenska havssediment. Department of Earth Science, Göteborg, B581, 38 p. Magnusson, M., Granmo, Å., Löf, M., Reutgard, M., Sundelin, B., Cato, I. 2011. Känslig fortplantning varslar om miljögifter. Havet, 2011. Om miljötillståndet i svenska havsområden. pp. 81-87. I: Havet 2007: Wiklund, K., m fl. (red), Naturvårdsverket, Stockholm, s. 77-81. Magnusson, M., Hilvarsson, A. och Granmo, Å., 2012. Förekomst av TBT i sediment från småbåtshamnar och dess effekt på nätsnäckor. Göteborgs Stad – Miljöförvaltningen., R2012:3, s. 26. Mil-Homens, M., Stevens, R.L., Abrantes, F. & Cato, I., 2006: Heavy metal assessment for surface sediments from three areas of the Portuguese continental shelf. Continental Shelf Research volume 26, 1184-1205. 46 Naturvårdsverket, 1999. Bedömningsgrunder för miljökvalitet: Kust och hav. Naturvårdsverket Rapport 4914, 134 s. Naturvårdsverket, 2005: //www.naturvardsverket.se/index.php3?main=/dokument/ /fororen/orggift/organisk.html, 2012-05-20. Niemistö, L., 1974. A gravity corer for studies of soft sediments. Merentutkimuslait. Julk./Havsforskningsinst. Skr. Volume 238, pp. 33-38. Nordberg, K., Gustafsson, M., Krantz A-L., 2000. Decreasing oxygen concentrations in the Gullmar Fjord, Sweden, as confirmed by benthic foraminifera, and the possible association with NAO, Journal of Marine Systems, Volume 23, pp. 303-316. Nordberg, K., Filipsson, H., Gustafsson, M. Harland, R., and Ross, P. 2001. Climate hydrographic variations and marine benthic hypoxia in Koljo Fjord, Sweden. Journal of Sea Research. Volume 46, pp. 187-200. Nyström, J.F., 1899. Sveriges Rike. Handbok för det svenska folket. Expeditionen af Ljus, Stockholm, 363 s. Olsson, G. 1975: Sannäsfjorden och omgivande landområden i Tanums kommun – en naturinventering, Länsstyrelsen i Göteborg och Bohus Län, Naturinventeringar i Göteborg och Bohus Län, 1976:7. Olsson, A., 2007. Hydrography and water exchange in the Sannäsfjord, Department of Earth Science, Göteborg, University of Gothenburg, B511, 35 p. Pihl, L., Modin, J., and Wennhage, H. 1999. Spatial distribution patterns of newly settled plaice (Pleuronectes platessa L.) along the Swedish Skagerrak archipelago. Journal of Sea Research. Volume 44, Issue: 1-2, pp. 65-80. Robijn, A., 2010. Heavy metal concentrations as a relative age marker in recent marine sediment cores along the Swedish west coast. Department of Earth Science, Göteborg, B608, 25 p. Robijn, A., 2012. A 250 years sediment record from the Sannäsfjord, Swedish west coast, environmental changes reflected by benthic foraminifera and heavy metal concentrations. Department of Earth Science, Göteborg, B702, 27 p. Rosenberg, R., Cato, I., Förlin, L., Rodhe, J., Thurén, A. & Grip, K., 1991. Storskaliga processer och miljöeffekter I Skagerrak – Kattegatt. Forskningsprogram för perioden 1990 – 1995. SNV Rapport 3922, 79 s. Rosenberg, R., Cato, I., Förlin, L., & Rodhe, J., 1997. Västerhavets miljö. Slutrapport från Västerhavsprojektet. Naturvårdsverket, Rapport 4676, 55 s. Rosenberg, R., Cato, I., Förlin, L., Grip, K. & Rodhe, J., 1997. Marine Environment Quality Assessment of the Skagerrak – Kattegatt. Journal of Sea Research, Volume 35, pp. 1-8. Ruist, E., 2008. Fosfor- och kvävefraktioner I miljöövervakningen – En studie av bohuslänska vattendrag. Länsstyrelsen i Västra Götalands län, vattenvårdsenheten, Rapportnr. 2008:86 Stigebrandt, A. 1980. Some aspects of tidal interaction with fjord constrictions. Estuarine and Coastal Marine Science, Volume 11, pp. 151-166. Syvitski, J.P.M., Burrell, D.C., and Skei, J.M., 1987. Fjords: Processes and Products. Springer Verlag, New York, 379 p. Wattwil, A., 2001. Benthic foraminiferal distribution and abundance variations in the deep basin of the Sannäs Fjord, Swedish west coast. Department of Earth Science, Göteborg, B290, 16 p. Ödalen, M., 2012. Oxygen deficiencies and environmental issues related to hydrography in the Sannäs fjord, west coast of Sweden. Department of Earth Science, Göteborg, B680, 41 p. 47 Appendix 1 Analysdata för åtta tungmetaller i ytsedimenten (0-2 cm) från 12 mätstationer i Sannäsfjorden under åren 2008-2009. 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 Avstånd längs prof 0 1100 1296 1765 2606 3230 3481 4150 4763 Acc. hast Vattenkvot (% TS) 374 678 617 569 568 581 359 559 506 549 583 441 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 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 18,0 16,7 16,6 9,87 14,8 14,0 0,422 0,483 0,302 0,345 0,192 0,226 0,302 7,36 6,5 6,41 5,735 5,86 5,93 As mg/kg TS 7,99 9,68 9,46 11,4 14,1 Cd mg/kg TS 0,410 0,370 0,436 0,409 0,239 Co mg/kg TS 7,45 7,48 6,38 7,31 8,01 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 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 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 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 Pb mg/kg TS 22,13 21,4 20,7 23,7 27,8 28,8 27,2 31,1 25,4 23,4 24,4 V mg/kg TS 58,58 71,9 58,1 67,5 77,7 79,4 61,8 56,9 51,8 54,5 52,4 122 124 105 121 130 128 103 107 85,5 86,8 83,5 Zn mg/kg TS 48 31,7 129 Appendix 2 Analysdata för 15 polycykliska aromatiska kolväten (PAH) i ytsedimenten (0-2 cm) från 4 mätstationer i Sannäsfjorden under åren 2008-2009. Station SSK08‐1 SSK08‐2,5 SSK08‐3 SSK08‐6.5 µg/gTS Naphthalene* 0,0022 0,0033 0,0047 0,0070 Acenaphthene* <0.0003 0,0009 0,0013 0,0015 Fluorene* 0,0016 0,0023 0,0030 0,0044 Phenantrene 0,0074 0,011 0,016 0,025 Anthracene 0,0016 0,0023 0,0041 0,0048 Fluoranthene 0,024 0,032 0,058 0,071 Pyrene 0,0187 0,026 0,047 0,058 Benso(a)anthracene 0,011 0,016 0,029 0,037 Chrysene 0,012 0,017 0,028 0,036 Benso(b)fluoranthene 0,042 0,050 0,080 0,11 Benso(k)fluoranthene 0,015 0,019 0,033 0,051 Benso(a)pyrene 0,017 0,024 0,041 0,061 Dibenso(a,h)anthracene 0,0045 0,0058 0,0089 0,018 Benso(g,h,i)perylene 0,038 0,050 0,080 0,14 Indeno(1,2,3‐cd)pyrene 0,035 0,045 0,072 0,12 0,23 0,30 0,50 0,75 Summa PAH: Analysdata för sju polyklorerade bifenyler (PCB) och hexaklorbensen (HCB) i ytsedimenten (0-2 cm) från 4 mätstationer i Sannäsfjorden under åren 2008-2009. Station SSK08‐1 SSK08‐2,5 SSK08‐3 SSK08‐6.5 ng/g TS HCB* <0.05 <0.05 <0.05 0,10 PCB 28 0,087 0,083 0,12 0,26 PCB 52 0,11 0,22 0,28 0,22 PCB 101 0,30 0,37 0,66 0,91 PCB 118 0,36 0,41 0,67 0,77 PCB 153 0,74 0,9 1,4 1,5 PCB 138 0,74 0,95 1,5 1,6 PCB 180 0,25 0,34 0,64 0,26 Summa PCB 2,6 3,3 5,2 5,5 Total PCB* 17 22 35 37 49 Appendix 3 Analysdata för tre hexaklorhexaner (HCH) i ytsedimenten (0-2 cm) från 4 mätstationer i Sannäsfjorden under åren 2008-2009. Station SSK08‐1 SSK08‐2,5 SSK08‐3 SSK08‐6.5 ng/g TS a-HCH* <0.03 <0.03 0,048 <0.03 b-HCH* 0,085 0,077 0,070 0,074 g-HCH* <0.03 <0.05 <0.05 0,032 Summa HCH 0,085 0,077 0,12 0,11 Analysdata för tre klordaner i ytsedimenten (0-2 cm) från 4 mätstationer i Sannäsfjorden under åren 2008-2009. Station g-klordan* SSK08‐1 SSK08‐2,5 SSK08‐3 SSK08‐6.5 <0.02 <0.02 0,042 <0.02 a-klordan* <0.02 <0.02 <0.02 <0.02 transnonaklor* <0.02 <0.02 <0.02 <0.02 Summa klordaner 0,042 Analysdata för koncentrationen av p.p-DDE (persistent DDT), p.p-DDD (p-klorofenyletan) och p.p-DDT (p,p'-Diklorodifenyltrikloroetan), samt Σ DDT i ytsedimentet (0-2 cm) från 4 mätstationer i Sannäsfjorden under åren 2008-2009. Station SSK08‐1 SSK08‐2,5 SSK08‐3 SSK08‐6.5 Djup (cm) 0-1 cm 0-1 cm 0-1 cm 0-1 cm Lab ID 2660-2 2660-3 2660-5 2660-1 p,p-DDE* 0,27 0,24 0,28 0,41 p,p-DDD* 0,089 0,10 0,14 0,17 p,p-DDT* <0.05 <0.05 <0.05 <0.05 0,36 0,34 0,42 0,58 ng/g TS Summa DDT 50
© Copyright 2024