Förekomst av metaller i diken och vattendrag vid sura sulfatjordar i kustnära områden i Norrbotten

Nr: 2017:M5 Examensarbete Förekomst av metaller i diken och vattendrag vid sura sulfatjordar i kustnära områden i Norrbotten Författare: Sofie Wennström Handledare: Mats Åström och Fredrik Nordblad Examinator: Bo Bergbäck Termin: VT17 Ämne: Miljövetenskap Nivå: Grundnivå Kurskod: 2MX01E

Förekomst av metaller i diken och vattendrag vid sura sulfatjordar i kustnära områden i Norrbotten Sofie Wennström 2017 Foto: Sofie Wennström

SAMMANFATTNING Sulfidrika sediment som i kontakt med syre oxiderats och bildat sura sulfatjordar påverkar vattenkvalitén i kustområden på många områden i världen, bland annat runt Bottniska viken. Vattendrag förorenas då svavelsyra och metaller lakas ur sura sulfatjordar. Målsättningen med studien var att bestämma vilka metaller som lakas ur sura sulfatjordar vid Norrbottenskusten samt i vilka koncentrationer. Vidare var målsättningen att jämföra resultatet med studier gjorda på liknande områden i Finland. En datafil över metallhalter i vattenprover tagna av Länsstyrelsen, främst i diken vid jordbruksmark i kustnära områden i Norrbotten, bearbetades statistiskt och tolkades. Element som lakas särskilt ur sura sulfatjordar i Norrbotten var Co, Ni, Cd, Zn, Al och Mn, men även SO4 2-, Cu, Mg, Na, Ca, Fe och K. Bly, Cr, V och As lakades inte nämnvärt. Resultaten överensstämde väl med studier gjorda i Finland, därför kan slutsatsen dras att sura sulfatjordar runt Bottniska viken generellt uppvisar samma metallurlakningsmönster. Undantaget var höga koncentrationer av Fe, som sällan ses lakas ur dessa jordar i Finland men förekom i höga koncentrationer i de norrbottniska vattnen. Nyckelord: Sur sulfatjord, sulfidjord, försurning, metalläckage, ph, elektrisk konduktivitet, jordbruksmark, dränering

ABSTRACT Sulphide-bearing sediments which in contact with oxygen oxidized and formed acid sulphate soils affects water quality in coastal areas in many places around the world, including the Gulf of Bothnia. Watercourses get polluted by sulphuric acid and metals leached from these soils. The purpose of the study was to determine which metals are leached from acid sulphate soils on the coast of Norrbotten and which concentrations. Furthermore, the objective was to compare the results with studies made in similar areas in Finland. A data file with water samples collected by the County Administration Board, mainly in ditches at agricultural lands, in coastal areas in Norrbotten was processed statistically and interpreted. Elements particularly leached from acid sulphate soils in Norrbotten were Co, Ni, Cd, Zn, Al and Mn, but also SO4 2, Cu, Mg, Na, Ca, Fe and K. Lead, Cr, V and As were not substantially leached. The results correspond with studies made in Finland, therefore the conclusion is that acid sulphate soils around the Gulf of Bothnia generally show the same pattern for metal leakage. The exception was Fe, which is rarely seen leached from these soils in Finland, but were found in high concentrations in the waters in Norrbotten. Keywords: Acid sulfate soil, sulfide-bearing soil, metal leakage, acidification, ph, electric conductivity, agricultural land, drainage

FÖRORD Vattenanalyserna som utgör dataunderlaget till detta examensarbete har finansierats av EU Interreg Nord genom projektet Kustmynnande vattendrag i Bottenviken - Metodutveckling och ekologisk restaurering - Ett gränsöverskridande Svenskt-Finskt samarbetsprojekt. Projektet pågår mellan 2015-2018 och syftar till att skapa förbättrade livsmiljöer för vattenlevande organismer i vattendrag med utflöde i Bottenviken. Detta examensarbete görs i samarbete med Länsstyrelsen i Norrbottens län som är en del i projektet.

INNEHÅLLSFÖRTECKNING 1. INLEDNING... 7 2 LITTERATURÖVERSIKT AV SULFIDRIKA SEDIMENT OCH SURA SULFATJORDAR... 7 2.1 Sulfidrika bottensediment... 7 2.2 Sulfidrika sediment blir sura sulfatjordar... 8 2.3 Karaktär av sura sulfatjordar... 8 2.4 Artificiell sänkning av grundvattennivån... 9 2.5 Klimatpåverkan och säsongsvariationer... 10 2.6 Sulfidrika sediment och sura sulfatjordar vid kustlandet i Norrbotten... 10 2.7 Sulfidoxidationens miljöpåverkan... 11 2.8 Metaller som lakas ur sura sulfatjordar... 12 2.9 Metallernas väg mot Östersjön... 13 2.10 Hantering av sulfidrika sediment och sura sulfatjordar... 14 3 METODER OCH MATERIAL... 14 3.1. Område... 14 3.2 Vattenprover och kemisk analys... 15 3.3 Databearbetning... 16 4 RESULTAT... 16 4.1 Koncentrationsnivåer... 16 4.2 Korrelationer... 19 5 DISKUSSION... 20 5.1 Referensvattendrag och bakgrundsvärden... 20 5.2 Påverkan från sura sulfatjordar... 21 5.3 Järn... 22 5.4 Giftighet... 23 5.5 Utbredning av sura sulfatjordar... 23 5.6 Förslag till fortsatta studier... 23 6 SLUTSATS... 23 7 TACK... 24 8 REFERENSER... 25

Nr: 2017:M5 1 INLEDNING Sulfidrika sediment och sura sulfatjordar finns på flera områden i världen, bland annat i Sydostasien, Afrika, Australien och runt Bottniska viken. Sura sulfatjordar hör till de mest miljöskadliga jordarna i världen (Dent & Pons, 1995). I Norrbotten och Västerbotten finns ungefär 600 km 2 mark som består av sura sulfatjordar, möjligtvis mer (Sohlenius et al., 2015). Många sura sulfatjordar är troligtvis inte kända och utpekade enligt internationella klassificeringssystem (Joukainen & Yli-Halla, 2003). Sulfidrika sediment som har bildats på botten i Östersjön under Littorinaperioden och framåt (Dent & Pons, 1995) har på grund av den isostatiska landhöjningen lyfts ovan havsnivån där de i naturtillstånd ofta finns under våtmarker (Boman, Fröjdö, Backlund & Åström, 2010). Vid kontakt med syre oxideras sedimentet och sura sulfatjordar bildas (Åström & Björklund, 1995). Huvudorsaken till denna kontakt med syre är artificiell dränering av våtmarker i syfte att skapa jordbruksmark (Dent & Pons, 1995), vilket är förekommande i många kustområden, bland annat i Norrbotten (Sohlenius, Aroka, Wåhlén, Uhlbäck & Persson, 2015). Sura sulfatjordar är ett stort miljöproblem (Dent & Pons, 1995). Vattenkvalitén har vid flera tillfällen påverkats kraftigt av svavelsyra och metaller som lakats ur dessa jordar, vilket bland annat lett till fiskdöd (Erixon, 2009). Förutom att vattendrag som dränerar sura sulfatjordar förorenas (Nordmyr, Österholm & Åström, 2008b) kan Bottniska viken och hela Östersjön bli påverkad (Nordmyr, Åström, & Peltola, 2008a). Erixon (2009) menar att sju av Sveriges 16 miljömål påverkas ordentligt av sulfidrika sediment som oxideras i norra Sverige. I Finland är uppkomsten av sura jordar (Boman et al., 2010), metaller som lakas ur dem (Åström & Åström, 1997) och dess miljöpåverkan studerade i rätt stor omfattning (Nystrand & Österholm, 2013). I Sverige generellt och för kustområden i Norrbotten specifikt är det däremot bristfällig kunskap om vilka metaller som läcker ut och i vilka mängder från dessa jordar. Målsättningen med detta arbete var följaktligen att få en ökad förståelse av vilka metaller som läcker samt i vilka halter från sura sulfatjordar på slättlandet vid Norrbottenskusten, och att bestämma huruvida metalläckaget i Norrbotten liknar det från liknande jordar i Finland. 2 LITTERATURÖVERSIKT AV SULFIDRIKA SEDIMENT OCH SURA SULFATJORDAR 2.1 Sulfidrika bottensediment Under istidens slutskede och senare under hela Östersjöns utvecklingshistoria avsattes sediment i lager på botten av sjöar och hav (Lundqvist, 2006). Först avsattes större partiklar, de minsta partiklarna fortsatte med vattnet och sedimenterades långt ut (Hjort, 2002). På djupbotten avsattes finkorniga sediment som lera och silt från isälvarnas finaste slam (Lundqvist, 2006). Där det finns organiskt material i leran blir det gyttja. Stora mängder järnsulfid kan finnas i den svarta postglaciala leran/gyttjan i bottensedimentet (Boman, Åström & Fröjdö, 2008; Lundqvist, Lundqvist, Lindström, Calner & Sivhed, 2011). När organiskt material brutits ner av bakterier (Dent & Pons) har bottnarna blivit syrefria. Järnsulfider, främst järnmonosulfid (FeS) och järndisulfiden pyrit (FeS2), har bildats (Sohlenius & Öborn, 2004) då sulfat från vattnet reducerats tillsammans med järnoxider från sedimentet. De sulfidrika sedimenten i Östersjön kommer från Littorinaperioden och senare (Dent & Pons, 1995). Högsta kustlinjen i områdena kring Bottenviken låg mer än hundra meter högre upp som ett resultat av den stora 7

issmältningen i kombination med att landytan var nedtryckt av isen som legat ovanpå (Zillén, Conley, Andrén, Andrén, & Björck, 2008). 2.2 Sulfidrika sediment blir sura sulfatjordar Isostatisk landhöjning efter istiden gör att sulfidrika bottensediment lyfts ovan havsnivån (Boman et al., 2010) och får vid kontakt med atmosfärens syre möjlighet att oxidera, vilket leder till att sura sulfatjordar bildas. Sulfidrika sediment förekommer framför allt i områden med ler och silt (Åström & Björklund, 1995). I Österbotten i Finland är landhöjningen ca 1 cm per år (Boman et al., 2010) och vid Norrlandskusten i Sverige ca 8 mm per år (Lundqvist, 2006). Landhöjningen är större i norra än i södra Sverige och sediment från Littorinahavet och senare tid har lyfts ovan vattenytan. Sulfidrika sediment och sura sulfatjordar är vanliga i norra Sverige då sedimenten har avsatts där på stora områden på botten och under lång tid (Sohlenius, Persson, Lax, Andersson & Daniels, 2004). Järnmonosulfid oxideras något och ph sänks redan innan det sulfidrika sedimentet nått havsnivån och pyrit binder metaller. När sedimentet lyfts ovan havsnivån och dräneras oxideras pyrit varpå metaller mobiliseras. Oxidering av pyrit underlättas av den redan oxiderade järnmonosulfiden och sänkta ph värdet (Boman et al., 2010). Metaller mobiliseras i två steg. I första steget omfördelas metallerna vid oxidation från att vara bundna till pyrit och i organiska fraktioner till att bli lösliga i syra. I andra steget, när marken försuras och blir extremt sur, hamnar metallerna i en instabil fraktion (Claff, Burton, Sullivan & Bush, 2011). Reaktionsformler vid oxidation av FeS och FeS2 är: 8FeS + 18O2 + 20H2O 8Fe(OH)3 + 16H + + 8SO4 2- (Filppa, 2012). 4FeS2 + 15O2 + 14H2O 4Fe(OH)3 + 16H + + 8SO4 2- (Boman et al., 2008). 2.3 Karaktär av sura sulfatjordar Karaktäristiskt för sura sulfatjordar är ett lågt ph (Sohlenius et al., 2015; Toivonen, Österholm & Fröjdö, 2013). När sulfiden i bottensedimentet bildar svavelsyra vid kontakt med syre kan lerorna få ett ph ner till 2,5 (Lundqvist et al., 2011) men vanligt är ph 3-4. Det låga ph-värdet gör att jorden vittrar (Sohlenius & Öborn, 2004), metaller lakas ur och det blir bruna fällningar av järn (Fe) (Boman et al., 2010). Sura sulfatjordar läcker svavelsyra och metaller och kan lukta illa (Dent & Pons, 1995). I den gråa sura sulfatjorden kan vertikala sprickor bildas, vilka ofta är färgade av rost och ibland jarosit (KFe3(SO4)2(OH)6) som är ett ljusgult mineral. Ofta finns det ett lager med ljusgrå jord, den så kallade övergångszonen, och under detta ännu lägre ner svart eller mörkt sulfidrikt sediment. Svartfärgat sulfidrikt sediment brukar kallas svartmocka och den karaktäristiska färgen i kommer från järnmonosulfider. I Norrbotten och Västerbotten har även svartrandiga sulfidrika sediment påträffats. Det sulfidrika sedimentet är inte oxiderat och har ett högre ph, mellan 6-7 vid mätningar i Norrbotten och Västerbotten (Sohlenius et al., 2015). Elektrisk konduktivitet kan mätas i vattendrag för att få en indikation om området påverkas av sura sulfatjordar. Ett ökat innehåll av lösta joner som vittrat från leran (Bydén, 8

Larsson, & Olsson, 2003), framför allt sulfat resulterar i förhöjd elektrisk konduktivitet (Myrstener, 2012). Figur 1. Sulfidrikt sediment (vänster) och grå sur sulfatjord under ett lager brun odlingsjord (höger). Från jordbruksmark i Norrfjärden. Foto: Sofie Wennström. Många metaller finns i en lägre halt i det övre oxiderade sedimentet än i det reducerade sedimentet under till följd av urlakning ur den sura sulfatjorden (Sohlenius et al., 2015). Vid studier av lager i en sur sulfatjord har man funnit att Svavel (S) och Nickel (Ni) är borta från nivåer ovan den artificiella dräneringen. Metaller som mobiliserats kan röra sig neråt i marken (Boman et al., 2010) och genom sprickor snabbt ta sig ner till grundvattennivån, där kan de uppmätas i förhöjda koncentrationer (Sohlenius & Öborn, 2004). Metallerna kan transporteras med grund- eller porvatten vidare till vattendrag (Sohlenius et al., 2015). Figur 2. Karaktäristiskt klart vatten med ett ph på 4,1 i ett dike (vänster) som dränerar sur sulfatjord vid Bäverfältet, Norrfjärden. En brun fällning av järn i sur sulfatjord (höger). Foto: Sofie Wennström. Vid lågt ph och hög konduktivitet har koncentrationen av totalt organiskt kol visats låg i en studie på Munsala å, i Finland (Åström och Björklund, 1996). 2.4 Artificiell sänkning av grundvattennivån Den största bidragande faktorn till bildandet av sura sulfatjordar kommer inte av den naturliga landhöjningen utan av att jordar dräneras artificiellt, vid exempelvis dikning inom jordbruk (Boman et al., 2008; Boman et al., 2010; Nordmyr, Österholm & Åström, 2008; Dent & Pons, 1995). När detta sker går bildningen av sura sulfatjordar fort. Marken oxideras och en mogen 9

sur sulfatjord kan bildas på några tiotals år eller avsevärt kortare tid. Ett djupt dränerat sulfidsediment som studerats har på 40 år oxiderats och urlakat S och metaller ner till 190 cm i Österbotten i Finland. Detta trots att Österbotten har ett relativt kallt klimat vilket gör att markprocesserna går långsammare än på varmare områden (Boman et al., 2010). Dränering kan orsaka att sura sulfatjordar breder ut sig i nya större områden och blir tjockare (Åström & Björklund, 1995). Utan artificiell dränering är det vanligt att torv bildas över det delvis oxiderade sedimentet när det lyfts ovan havsytan. Torven bildar ett skyddande lager som kan hindra det sulfidrika sedimentet från att oxidera mer och från att laka syra och metaller (Boman et al., 2010). När torv i kustlandet tagits upp för att eldas har grundvattennivån sjunkit och det sulfidrika sedimentet oxiderat. Troligtvis har djupet på den artificiella dräneringen mer påverkan för oxidation än tiden sedan sedimentet kommit upp ovan havsnivå eller att den artificiella dräneringen påbörjades (Boman et al., 2008). 2.5 Klimatpåverkan och säsongsvariationer Klimatet är en annan faktor som påverkar oxidation av sulfidrika sediment. En oregelbunden variation av nederbördsmängder, med stora skillnader från år till år samt inom året, gör att grundvattennivån höjs och sänks. Sulfidrika sediment får därmed möjlighet att oxidera vid perioder med lågt grundvatten och vid perioder med höga flöden spolas syra och metaller ut i närliggande vattendrag. Klimatet kan göra att belastningen från sura sulfatjordar har ytterst stor påverkan på vattenkvalitén (Erixon, 2009). Säsongsvariationer har likt klimatet stor påverkan på områden med sulfidrika jordar. I Larsmo och Öja sjö i Finland har vattnet ofta varit extremt surt. Vattenkvalitén i älvarna som rinner till sjöarna har visat på stora variationer beroende på hydrologiska förhållanden, årstider och år. Avrinningen från sura sulfatjordar är högst under vår och höst. Torra sommar har orsakat låga grundvattennivåer, vilket har lett till att sulfidsediment oxiderat. När detta efterföljs av en blöt höst kan belastningen bli extra stor (Toivonen, Österholm & Fröjdö, 2013). Vattenkvalitén har visats vara mest påverkad under höga flöden (Roos & Åström, 2005; Toivonen & Österholm, 2011). En liten andel sur sulfatjord i ett avrinningsområde kan göra stor påverkan på vattenkvalitén (Roos & Åström, 2005) och det är därför viktigt att marken brukas på ett förnuftigt sätt, framför allt på sommaren (Toivonen et al., 2013) för att grundvattennivån ska hållas över det sulfidrika sedimentet (Dent & Pons, 1995). Klimatförändringar som ger varmare vintrar gör att vårfloden kommer tidigare och det kan påverka effekten från sura sulfatjordar (Toivonen et al., 2013). Skogsavverkning och jorderosion kan förstärka effekten av höga flöden under blöta perioder och låga flöden under torra perioder (Dent & Pons, 1995). Vid planering av markanvändning är det angeläget att förstå klimatets och årstidernas inverkan (Saarinen & Kløve, 2012). 2.6 Sulfidrika sediment och sura sulfatjordar vid kustlandet i Norrbotten Vattenkvalitén längs Norrbottenskusten har periodvis påverkats kraftigt av sura sulfatjordar som orsakat lågt ph och höga koncentrationer av metaller (Erixon, 2009; Filppa, 2012). Störst risk för påverkan är små avrinningsområden nära kusten, vilka finns i högriskområden för sura sulfatjordar samt har små flöden och därmed liten utspädning (Filppa, 2012). Sulfidrika sediment och sura sulfatjordar finns främst i områden med lera och silt som lyfts ovan 10

havsnivån under de senaste 2000 åren av den isostatiska landhöjningen. I områden som under de senaste 5000 åren har lyfts ovan vattenytan är sura sulfatjordar också vanliga, upp till ungefär 55-60 cm över havsnivån. Andelen lera och silt varierar från 3 % i områden som kommit ovan havsytan för länge sedan till 30 % närmast kusten. Sura sulfatjordar har dock inte påträffats på alla områden med lera och silt som lyfts över havsnivån under de senaste 5000 åren. I områden där grundvattennivån inte är sänkt artificiellt genom dikning täcks det sulfidrika sedimentet av torv eller sediment som vattendrag fört med sig. Torvlagret kan vara flera meter på vissa platser, men närmast kusten är det ofta tunt. På platser som ligger högre än 80 cm över havsnivån, vilka torrlades för över 6500 år sedan, har inga sura sulfajordar hittats men det kan möjligtvis finnas. Sulfidrika sedimenten har hittats under den högsta kustlinjen som bildades för ungefär 9000 år sedan. Det är den högsta nivå som täckts av bräckt vatten efter den senaste istiden. Landytan har sedan del för del höjts ovan havsytan. De sulfidrika sedimenten har bildats i bräckt vatten och bör därför ligga under den gränsen. Ungefär 11,5 % av ytan i Norrbotten som är yngre än 9000 år täcks av lera eller silt (Sohlenius et al., 2015). Nära kusten är det ett flackt landskap med lera och silt i på stora områden, vilket är attraktivt för jordbruk. På omfattande ytor i Norrbotten är grundvattennivån sänkt för att underlätta odling. Det är vanligt att finna sura sulfatjordar på platser med mycket diken. Sura sulfatjordar finns även på före detta åkermarker, som nu är bevuxet av bland annat björkskog. Den låga vattennivån kvarhålls av dikena som finns kvar samt av trädens vattenupptag (Sohlenius et al., 2015). 2.7 Sulfidoxidationens miljöpåverkan Metaller och syra som frigörs från sura sulfatjordar kan ha stor påverkan på miljön. För att få en bild av möjliga risker i en jordmån kan en bedömning göras av hur mycket av metallerna som är i lösta i syra och därmed lättillgängliga. Endast en kort tid med försurning krävs för att släppa metallerna fritt (Claff et al., 2011). Den försämrade vattenkvalitén i vattendrag som dränerar sura sulfatjordar kan orsaka skada eller död hos vattenlevande organismer och vegetation (Dent & Pons, 1995). Ett ph-värde under 6 kan orsaka biologiska skador i sjöar och vattendrag och vid ett ph-värde under 5 är det nästan bara ålar av fiskarna som kan leva i vattnet. I sjöar och vattendrag anses ph-värden 5,6 som mycket surt. Aluminium (Al) i koncentrationer på 0,075-0,20 mg/l eller mer kan vara giftigt för vattenlevande organismer och höga koncentrationer kan leda till fiskdöd. Koppar (Cu) är giftigt för många vattenlevande organismer vid koncentrationer på 2-5 µg Cu/l eller mer. Den kemiska formen påverkar hur skadliga metallerna är för miljön. I Vörå å som är kraftigt påverkat av sura sulfatjordar är vattnet mycket surt. Metallerna som avges från sura sulfatjordar finns i mycket stora mängder i giftiga former i ån. Al, Ca, Cd, Co, Cu, Mg, Mn, Na, Ni, Si och U kan uppträda både som fria joner och sulfat-komplex (Nystrand & Österholm, 2013). Förändringar i vattenkemi har i fjärdar och andra vattendrag runt Luleå uppstått periodvis. I Luleås innerfjärdar och Persöfjärden i Norrbotten har det annars något grumliga brunaktiga vattnet ibland varit mer blått, skimrande och klart. Vattenkemiska förändringar i området har visats genom en sänkning av alkalinitet, ph, Fe, krom (Cr), färgtal och syreförbrukning vid nedbrytning av organiskt material som normalt varit högt. En kraftig höjning av sulfat, 11

konduktivitet, Al, Ni, kadmium (Cd), kobolt (Co), mangan (Mn) och zink (Zn) har visats samtidigt. De vattenkemiska förändringarna i området antas ha bero på oxidationer av sulfidrika sediment (Erixon, 2009). Vid perioder med stor påverkan från sura sulfatjordar i fjärdarna i Luleå har död fisk påträffats, en del vattenväxter ökat, samt ett antal sjöfåglar samt alger minskat. Orsaken till fiskdöden tros vara lågt ph, hög koncentration av Al och brist på organiskt material i det klara vattnet. En hög halt av Cd har detekterats i levern hos fiskar (Erixon, 2009). Utbredd död och förändrat beteende har hos fiskar har förekommit på flera platser. I Larsmo och Öja sjö har vattnet vid flera tillfällen blivit allvarligt surt och stora mängder döda fiskar har hittats (Toivonen & Österholm, 2011). I Kyro älv i Österbotten i Finland har försurning påverkat beståndet och mångfalden av unga fiskar. Undantaget var unga gäddor, vilka fanns i mynningen. Döda braxar och abborrar har observerats i vattnet och karpfiskar har nästan försvunnit helt. En möjlighet är att fiskar rör sig längre ut till havs vid försurning i mynningen (Hudd & Kålax, 1998). I studie på nors rörde sig fiskarna vid perioder med försurning till de yttre delarna av mynningen där påverkan är mindre men vid kraftig försurning dog fiskarna trots allt (Hudd, 2000). 2.8 Metaller som lakas ur sura sulfatjordar Ett flertal metaller och sulfat lakas ur jordar med sulfidrika sediment som oxiderar, försuras och vittrar (Åström & Åström, 1997). Sura sulfatjordar är den största orsaken till höga koncentrationer av metaller i strömmande vatten (Åström & Björklund, 1995) och jordarna påverkar därför vattenkemin i avrinningsområdet (Nordmyr, Österholm & Åström, 2008b). Metaller som urlakas från sura sulfatjordar i Finland har i en studie haft mediankoncentrationer som är 135-1044 gånger högre än mediankoncentrationer i 1167 finska vattendrag (Sundström et al., 2002). Typiska metaller som ofta lakas ur sura sulfatjordar är Al, Cd, Co, Ni, Zn (Nordmyr et al., 2008; Sundström, Åström & Österholm, 2002; Toivonen & Österholm, 2011; Åström & Corin, 2000) och Mn (Nordmyr et al., 2008a; Åström & Corin, 2000). Andra ämnen som uppmätts i förhöjda koncentrationer i vattendrag med upptagningsområde från sura sulfatjordar är magnesium (Mg), natrium (Na), (Nystrand & Österholm, 2013; Åström & Björklund, 1995; Åström & Åström, 1997), kisel (Si), Cu, uran (U) (Nystrand & Österholm, 2013; Åström & Åström, 1997), kalium (K), litium (Li), strontium (Sr), (Åström & Björklund, 1995; Åström & Åström, 1997), gallium (Ga), tallium (Tl), lantan (La), cerium (Ce), praseodym (Pr), neodym (Nd), prometium (Pm), samarium (Sm), europium (Eu), gadolinium (Gd), terbium (Tb), dysprosium (Dy), holmium (Ho), erbium (Er), tulium (Tm), ytterbium (Yb), lutetium (Lu), rubidium (Rb), skandium (Sc), yttrium (Y), hafnium (Hf), S, brom (Br), jod (I), (Åström & Åström, 1997), bor (B), beryllium (Be), sulfat (SO4 2- ) (Åström & Björklund, 1995). I Larsmo och Öja sjö uppträdde Fe, vilket annars sällan ses lakas ur sura sulfatjordar i Finland, i förhöjd koncentration. Vattnet i sjösystemet har vid flera tillfällen blivit mycket surt och höga koncentrationer av Fe, upp till 67 mg/l har uppmätts. I upptagningsområdet finns heterogena sura sulfatjordar med relativt grov kornstorlek jämfört med andra sura sulfatjordar i Finland. Toivonen och Österholm (2011) menar att vid den fraktionen kan halten av Fe vara högre, medan ph och halten av andra metaller vara lägre. Detta då grov kornstorlek möjligtvis kan ge en lägre buffertkapacitet och därmed ph-värden under 3,5, vilket kan göra Fe mer löslig. Det 12

låga ph-värdet kan härledas både till den sämre buffertkapaciteten och syran som kommer ur oxiderade sulfidrika sediment. En annan orsak till de höga koncentrationerna av Fe kan vara en mindre porstorlek i jorden, som tros kunna göra att järn oxiderar mindre (Toivonen & Österholm, 2011). Enligt Erixon (2009) har halter upp till 15 mg/l av Fe i perioder uppmätts i Holmsundet i Norrbotten. Metaller som lakas ur sura sulfatjordar kan även mätas i vattendragens bottensediment. De transporteras med vattnet och deponeras på botten. I Vörå å som är ett av de mest påverkade vattendragen i Europa har metaller som Al, Co, Cd, Cu, Mn, Ni och Zn uppmätts i koncentrationer som var 5-100 gånger högre än bakgrundsnivåerna i bottensedimentet. Metallerna verkar följa säsongsbunden urlakning (Nordmyr et al., 2008a). I en studie av Sohlenius och Öborn (2004) har uppdelningen av spårmetaller undersökts i sulfidrika sediment före och efter oxidation. Innehållet av metaller är inte större i dessa sediment än sediment som saknar järnsulfider, men mobiliseringen är större på grund av det låga ph-värdet. Metaller som sällan lakas ur sura sulfatjordar i högre grad än från andra jordar är Fe, Cr (Nordmyr et al., 2008b; Åström & Corin, 2000; Nordmyr et al., 2008a; Sohlenius & Öborn, 2004;) vanadin (V) (Nordmyr et al., 2008a; Nordmyr et al., 2008b; Åström & Corin, 2000), arsenik (As) (Åström & Björklund, 1995; Åström & Corin, 2000), cesium (Cs), bly (Pb), antimon (Sb), molybden (Mo) (Åström & Björklund, 1995) och titan (Ti) (Nordmyr et al., 2008b). En förklaring till att rörligheten för Cu, Mo och Fe är liten är att de är bundna i oxider som bildas i sura sulfatjordar (Sohlenius & Öborn, 2004). När Åström och Björklund (1995) jämförde koncentrationerna av metaller i prover som filtrerats och prover som inte filtrerats innan analys var skillnaden liten. 2.9 Metallernas väg mot Östersjön Metaller som lakats ur sura sulfatjordar och hamnat i vattendrag kan transporteras olika långt. När transport av metaller undersöktes i Persöfjärden har Al och Fe visats stanna i fjärden medan Co, Ni, Cd och Zn förflyttats genom fjärden. Av Mn transporteras mer ut ur fjärden än vad som kommer in. Metallerna kommer troligtvis med tiden röra sig längre ut mot Bottniska viken. Små avrinningsområden nära kusten i Norrbotten kan tillföra Bottniska viken och Östersjön en betydande mängd metaller. Erixon (2009) menar att bidraget av Ni, Zn, Co och Mn från små vattendrag som påverkats av sura sulfatjordar, som Persöfjärden kan vara lika stor eller större än bidraget från Kalix älv, som har ett 100 gånger större flöde per år. När surt och metallrikt vatten blandas med bräckt havsvatten i Bottniska viken sker en utfällning av metaller. Metaller som lakas ur sura sulfatjordar kan förekomma i kolloidal form, upplösta och i komplex med organiskt material (Åström et al., 2010). Vid studier på transport och sedimentation såg man att Al och Cu var korrelerade med organiskt material och avsattes nära mynningen. Cd, Co, Mn och Zn avsattes som hydroxider eller karbonat längre ut i Bottniska viken (Nordmyr et al., 2008a). Kombinationen av sedimentation och landhöjning kan göra att vattendjupet i mynningar minskar och att metallhalten i bottensedimentet ökar. En risk med detta är att plötsliga sänkningar av ph kan bli än mer märkbara. För att båtar ska kunna passera kan det krävas muddring, vilket kan göra att höga metallkoncentrationer mobiliseras från 13

bottensedimentet (Nordmyr et al., 2008b). De skadliga effekterna från sura sulfatjordar kan tänkas komma att öka i framtiden (Erixon, 2009), vilket kan göra skada både mynningar som ofta har en biologiskt känslig miljö men även hela Östersjön (Nordmyr et al., 2008a). 2.10 Hantering av sulfidrika sediment och sura sulfatjordar Kvantiteten av metaller som kommer från industrier (Sundström et al., 2002; Åström & Åström, 1997) och mängden försurande föroreningar som deponeras från luften, samt organiska syror utgör en liten del i relation till det som lakas ur sura sulfatjordar (Erixon, 2009). För att förbättra vattenkvalitén i vattendrag som påverkas av sura sulfatjordar behöver dränering begränsas eller förbjudas (Åström & Åström, 1997), om dränering ska göras kan en kontrollerad metod vara att föredra (Saarinen & Kløve, 2012). Ett bättre nyttjande av vattendrag och begränsningar i avrinningsområden från sura sulfatjordar kan vara en dellösning. För att minska belastningen på Östersjön kan utlopp från påverkade vattendrag regleras (Toivonen et al., 2013; Toivonen & Österholm, 2011). Försök har gjorts med försumpning i områden med sura sulfatjordar för att höja grundvattennivån och förebygga ytterligare oxidation av sulfidrika sediment (Virtanen et al., 2014; Burton, Bush, Sullivan & Mitchell, 2007). Det är angeläget att göra en ordentlig riskbedömning på platser som påverkas av sura sulfatjordar (Nordmyr et al., 2008b) och en förutsättning för det är man att förstår vilka faktorer som spelar in i mobilisering av metaller i området. Detta är värdefullt vid upprättande av övervaknings- och beredskapsplaner samt för att bestämma eventuell saneringsmetod vid förorenade områden (Burton, Bush, Sullivan, Johnston & Hocking, 2008). Även om ingen mer dränering utförs kommer syra och metaller fortsätta läcka från sura sulfatjordar. Dessa jordar är ett miljöproblem som förorenar vattendrag idag och i en lång tid framöver (Sundström et al., 2002). 3 METODER OCH MATERIAL 3.1. Område Denna studie fokuserar på slättlandet vid Norrbottenskusten, där sura sulfatjordar förekommer och har ett ph ner till 3,0 medan det underliggande sulfidhaltiga sedimentet har ph 6-7. Området ligger under högsta kustlinjen och har stigit ur havet för mellan ungefär 0-5000 år sedan (Sohlenius et al, 2015). Vanligt förekommande jordarter i området är morän, lera, silt, älvsediment, sand, och torv. I Norrbotten är årsnederbörden 729 mm per år, baserat på en mätning 1991-2008. Av detta faller 35-50 % i form av snö, vilket ger ett ökat vattenflöde på våren när snösmältningen sker (Gustavsson, Stensen, & Wern, 2011). Årsmedeltemperaturen vid kusten i Norrbotten är ungefär +2 c till +3 c (Berglöv et al., 2015). 14

Figur 3. Platser för vattenprovtagning, märkta med röda trianglar, vid kustområdet i Norrbotten (Nordblad, 2017). 3.2 Vattenprover och kemisk analys Vattenproverna som ingår i denna studie är hämtade av Länsstyrelsen i Norrbotten från 39 stycken vattendrag som dränerar jordbruksmark på slätterna vid Norrbottenskusten. 37 av proven är tagna i diken, och ett vardera i Rosån samt i Jämtöälven. Rosån rinner genom Rosvik och Jämtöälven genom Råneå. Av de 39 proverna är 24 tagna i juni 2015 och resterande 15 tagna i augusti-september 2015. Elva prover är hämtade vid lågt flöde, 23 prover är hämtade vid medelhögt flöde och tre prover är hämtade vid högt flöde. För ett prov saknas uppgift om flödet. Vattenproverna är tagna direkt i provbehållare och filtrerades inte inför analys. Området där vattenproven hämtades sträcker sig från Haparanda till Norrfjärden utanför Piteå (Figur 3). Lera och/eller silt har rapporterats vid 27 av provpunkterna (Nordblad, 2015) och sura sulfatjordar är allmänna. Den kemiska analysen av vattenproven gjordes av Laboratoriet för Geokemi vid Sveriges lantbruksuniversitet (SLU). Laboratoriet är ackrediterad av Swedac. Analysmetod för ph var SS-EN ISO 10523:2012, för elektrisk konduktivitet SS-EN 27888-1, för totalt organiskt kol SS- EN 1484 utg.1 och för sulfat SS-EN ISO 10304-1:2009 mod. För Ca, Mg, Na, K och Si användes analysmetoden ICP-AES. Vid analys av Al, As, Cd, Co, Cr, Cu, Fe, Mn, Ni, Pb, V och Zn användes analysmetoden ICP-MS (SLU, 2016). Arsenik och kisel är inte i strikt mening metaller, men ingår ändå, för enkelhetens skull, i listan när metaller uppräknas. 15

3.3 Databearbetning Data över vattenproverna levererades av Fredrik Nordblad på Länsstyrelsen i Luleå. Provflaska 90102 har inte lämnats in till laboratorium, och därmed saknas nio värden. Parametrarna som berörs av detta är As, Cd, Co, Cr, Ni, Cu, Pb, V samt Zn. Av dessa finns 38 vattenprover. Bearbetning av data gjordes i Microsoft Excel 2013. Följande moment har genomförts: 1. Beräkning av medel/medianvärden, spridning och maxvärden för vattenproven. För att få en bild av vilka metaller som förekommer i förhöjda halter samt vilka som förekommer i normala halter i vattendragen har en jämförelse gjorts med bakgrundsvärden. 2. Korrelationer har studerats mellan variablerna genom beräkning av korrelationskoefficienter. Signifikansnivå är satt till 1 %, α = 0,01. Spearman rang korrelation valdes för att minska risken för påverkan från utstickande värden och onormala fördelningar. 3. Resultaten av vattenkemin i proverna har jämförts mot data från vattenprover tagna i liknande sulfatjordsområden i Finland. 4. Jordartskartering från Sveriges Geologiska Undersökning (SGU) har använts för att ge en bild av utbredningen av sura sulfatjordar vid kustområdet i Norrbotten. 4 RESULTAT 4.1 Koncentrationsnivåer De uppmätta variablernas minimum-, medel- och maximumvärde i de 39/38 vattenproven presenteras i tabell 1. Vad man initialt ser i denna tabell är en mycket stor variation för flera av variablerna. 16

Tabell 1. Minimum-, medel- och maximumvärde för ph, elektrisk konduktivitet (EK), totalt organiskt kol (TOK), sulfat och metaller i diken vid jordbruksmark på Norrbottenskusten. Min Medel Max n = ph 3,1 5 7,1 39 EK ms/m 2,4 38 226 39 TOK mg/l 3,2 17 47 39 Al mg/l 0,021 3,9 44 39 As µg/l 0,27 0,8 3,9 38 Ca mg/l 1,8 17 115 39 Cd µg/l 0,003 0,21 2,1 38 Co µg/l 0,03 13 88 38 Cr µg/l 0,25 1,1 4,9 38 Cu µg/l 0,31 5,6 32 38 Fe mg/l 1,1 9,1 77 39 K mg/l 0,57 4,3 31 39 Mg mg/l 0,69 9,5 68 39 Mn µg/l 0,25 1530 9900 39 Na mg/l 2,23 20 237 39 Ni µg/l 0,43 24 130 38 Pb µg/l 0,005 0,22 0,8 38 Si mg/l 3,3 15 38 39 SO4 2- mg/l 0,91 106 939 39 V µg/l 0,05 0,68 2,7 38 Zn µg/l 0,25 57 320 38 För att få en bättre inblick i denna variation, beräknades 5e, 25e, 50e, 75e och 95e percentilen för variablerna, och en jämförelse gjordes med annan relevant existerande data (Tabell 2). Denna sedan tidigare existerande data innefattar värden vid högt vattenflöde på hösten i Petalax å, vilket är ett vattendrag i Österbotten markant påverkat av sura sulfatjordar (Åström & Åström, 1997) och vilket därför valdes som ett referensvattendrag. Presenterad data innefattar därutöver bakgrundsvärden för olika sorters vattendrag i norra Sverige ovan Dalälven (Naturvårdsverket, 2008) samt medianvärde för 1167 bäckar i Finland (Lahermo, Salminen, Tarvainen & Väänänen, 1995) och 49 fennoskandiska älvar (Edén & Björklund, 1993). De värden som ingår i denna studie och ligger närmast koncentrationerna i Petalax å är markerade med rött i tabellen. Det som framgår är att för flertalet av variablerna ligger den 75e percentilen närmast koncentrationerna i Petalax å. 17

Tabell 2. Beräknade percentiler för vattnen som ingår i denna studie (markerade med NB innan percentilerna 5e, 25e, 50e, 75e och 95e), samt koncentrationer i Petalax å, bakgrundsvärden från norra (N) Sverige samt medianer (M) för vattendrag i Finland och Fennoskandien. NB NB NB NB NB a Petalax å b Vattendrag c Vatten- d Vattendrag 5e 25e 50e 75e 95e N drag Fenno- Sverige Finland (M) skandien (M) Al mg/l 0,12 0,41 0,81 3,5 16 5,8 0,1 0,03 As µg/l 0,32 0,42 0,52 1 1,7 1 0,06 0,36 0,22 Ca mg/l 2,6 3,7 10 21 50 24 4,1 3,8 Cd µg/l 0,003 0,02 0,05 0,23 0,78 0,61 0,003 0,01 Co µg/l 0,09 0,94 4,4 15 54 31 0,03 0,17 0,07 Cr µg/l 0,27 0,47 0,65 1,2 3 2,6 0,1 0,5 0,4 Cu µg/l 0,58 1,1 2,4 5,7 25 12 0,3 0,64 Fe mg/l 1,6 2,5 4,3 8,3 29 1,2 0,68 0,1 K mg/l 0,78 0,99 2,2 5,5 10 5,8 0,7 0,79 Mg mg/l 1,1 1,4 5,7 11 36 10 1,4 0,96 Mn µg/l 30 160 810 1850 5720 1170 29 14 Na mg/l 2,9 3,9 6,2 15 76 14 2,1 2,7 Ni µg/l 0,91 2,4 8,9 35 102 67 0,3 0,52 1,2 Pb µg/l 0,01 0,09 0,2 0,29 0,58 0,35 0,04 0,23 0,2 Si mg/l 3,6 4,6 13 23 35 11 3,4 2- SO 4 4,7 9,8 71 153 341 89 3,5 mg/l V µg/l 0,08 0,25 0,49 0,8 1,8 2 0,06 0,53 0,16 Zn µg/l 1,7 6,1 21 76 268 146 0,9 3,6 7,2 a Data från Åström och Åström (1997). b Data från Naturvårdsverket (2008). c Data från Lahermo et al. (1995). d Data från Edén & Björklund (1993). För att ytterligare belysa variationen i materialet, gjordes en jämförelse mellan 95e percentilen 5e percentilen (Tabell 3). En skillnad på 112-600 gånger uppmättes för Co, Cd, Mn, Zn, Al och Ni, 11-73 för SO4 2-, Pb, Cu, Mg, Na, V, Ca, Fe, K och Cr, samt 5,3 och 9,7 för As respektive Si. 18

Tabell 3. Jämförelse mellan 95e och 5e percentilen. >100 ggr 11-99 ggr 1-10 ggr Co 600 SO4 2-73 Si 9,7 Cd 260 Pb 58 As 5,3 Mn 191 Cu 43 Zn 158 Mg 33 Al 133 Na 26 Ni 112 V 23 Ca 19 Fe 18 K 13 Cr 11 4.2 Korrelationer Tabell 4 visar korrelationskoefficienter (rs) för för sulfat och metaller mot ph, elektrisk konduktivitet och totalt organiskt kol. För Al, Ca, Cd, Co, Cr, Cu, Fe, K, Mg, Mn, Na, Ni, Si, SO4 2- och Zn fanns en signifikant negativ korrelation till ph (rs = -0,41 till 0,8). För As, Pb och V fanns ingen signifikant korrelation. För Al, Ca, Cd, Co, Cu, Fe, K, Mg, Mn, Na, Ni, Si, SO4 2-, V och Zn fanns en signifikant korrelation till elektrisk konduktivitet (rs = 0,44 till 0,97). Detta fanns inte för As, Cr och Pb. För totalt organiskt kol finns en signifikant korrelation till endast Pb och V (rs = 0,47 och 0,73). 19

Tabell 4. Spearman korrelationskoefficient (rs) för koncentration av metallerna och sulfat mot ph, elektrisk konduktivitet (EK) och totalt organiskt kol (TOK) i vatten från diken i Norrbotten samt motsvarande för referensvattendraget Petalax å i Österbotten. Signifikanta (1 %, α = 0,01) korrelationer är rödmärkta. ph EK TOK n = a Petalax å ph EK Al -0,78 0,74-0,21 39-0,72 0,70 As -0,30 0,32 0,35 38-0,47 0,38 Ca -0,49 0,89-0,26 39-0,34 0,98 Cd -0,73 0,82-0,16 38-0,55 0,89 Co -0,80 0,86-0,16 38-0,56 0,92 Cr -0,60 0,33 0,27 38-0,49 Cu -0,76 0,75-0,19 38-0,58 0,80 Fe -0,65 0,54 0,19 39 K -0,47 0,83-0,19 39 0,89 Mg -0,70 0,97-0,27 39-0,41 0,98 Mn -0,80 0,91-0,33 39-0,50 0,94 Na -0,41 0,78-0,17 39 0,90 Ni -0,80 0,88-0,18 38-0,53 0,94 Pb -0,15 0,10 0,47 38-0,38 Si -0,78 0,83-0,29 39-0,53 0,94 SO4 2- -0,79 0,94-0,37 39-0,46 0,91 V 0,17 0,44 0,73 38-0,68 Zn -0,80 0,83-0,20 38-0,49 0,94 a Data från Åström och Åström (1997). 5 DISKUSSION 5.1 Referensvattendrag och bakgrundsvärden Koncentrationsnivåerna i de analyserade vattenproverna hade en stor variationsbredd. För att ha värden att relatera resultaten mot valdes Petalax å, vilket är ett vattendrag som är markant påverkat av sura sulfatjordar (Åström & Åström, 1997). Vidare valdes tre olika källor till bakgrundsvärden för att representera opåverkade vattendrag i Finland och norra Sverige. Det var 1167 bäckar i Finland (Lahermo et al., 1995), 49 fennoskandiska älvar (Edén & Björklund, 1993) och olika sorters vattendrag i norra Sverige (Naturvårdsverket, 2008). Det är dock svårt att säga vad som verkligen är ett bakgrundsvärde. När ett stort antal vattendrag ingår kan det där ibland finnas både påverkade och opåverkade vatten, och därför kan median- eller medelhalterna för de olika variablerna vara något högre än ett de egentliga och riktiga bakgrundsvärdena. Industrier, sura sulfatjordar eller andra faktorer kan påverka vattendragens vatten. Det stora antalet vattendrag som ingår i jämförelsematerialen gör emellertid att medianvärdet ändå bör vara ett gott mått att jämföra mot. Den 5e percentilen i denna studies data kan tänkas vara ett ungefärligt bakgrundsvärde som generellt sett representerar vattendrag på åkrar som finns på annan jordmån än sur sulfatjord. 20

Koncentrationerna i den 5e percentilen sammanfaller nämligen rätt väl med mediankoncentrationen i de 1167 bäckarna i Finland som Lahermo et al. (1995) studerat (Tabell 2). Koncentrationer som ligger under den 5e percentilen är således troligtvis i stort sätt opåverkade av sura sulfatjodar. I de bakgrundsvärden som Naturvårdsverket (2008) har redovisat i vattendrag i norra Sverige är koncentrationerna emellertid i samtliga fall (förutom för Cd och Pb) lägre än den 5e percentilen i proven från Norrbotten. En möjlig orsak till detta är att Naturvårdsverkets bakgrundsvärden inte är fullt representativa för åkermark som ofta är på finkorniga jordar och dränerade och därför kan förväntas ha något högre koncentrationer av många element. Detta belyser emellertid svårigheten i att bestämma bakgrundsvärden, och möjligheten att även vattendrag med värden generellt under 5e percentilen kan vara i någon mån påverkade av sura sulfatjordar. 5.2 Påverkan från sura sulfatjordar Både koncentrationerna kring 75e percentilen (Tabell 2) och korrelationer av variablerna mot elektrisk ledningsförmåga (Tabell 4) i de Norrbottniska vattendragen är överlag likadana som i Petalax å som valts som ett referensvattendrag för påverkan från sura sulfatjordar. Detta tyder på att dels är belastningen från sura sulfatjordar på studerade vattendrag generellt sett omfattande, och dels att metaller som läcker från sura sulfatjordar vid kusten i Norrbotten är överlag rätt lik den på Österbottens kustslätter. Upp till 95 % av proverna, d.v.s. från 5e percentilen som angetts som bakgrundsvärden till maximumvärdena, antas således vara mer eller mindre påverkade av sura sulfatjordar. Den 75e percentilen sammanföll för många metaller med koncentrationen av dessa i Petalax å (Tabell 2). Således görs tolkningen att 25 % av vattendragen är markant till kraftigt påverkade av sura sulfatjordar. Skillnaden mellan låga och höga koncentrationer är stor, vilket framgår särskilt väl när 95e percentilen jämförts med 5e percentilen (Tabell 3). I likhet med studier gjorda vid sura sulfatjordar i Finland har Co, Ni, Cd, Zn, Al (Nordmyr et al., 2008; Sundström, Åström & Österholm, 2002; Toivonen & Österholm, 2011; Åström & Corin, 2000) och Mn (Nordmyr et al., 2008a; Åström & Corin, 2000) uppmätts i särskilt förhöjda koncentrationer (> 100 gånger skillnad mellan 95e och 5e percentilen). Detta är ett starkt bevis att dessa metaller läcker inte enbart från sura sulfatjordar i Österbotten, utan också från sura sulfatjordar i Norrbotten. Därmed kan man dra slutsatsen att det är särskilt dessa metaller som läcker i stor utsträckning från sura sulfatjordar var än runt Bottniska viken man befinner sig. Likaså kan en överensstämmelse ses för vilka metaller som inte lakas ur sura sulfatjordar i Norrbotten och Österbotten. Resultatet i denna studie visar att Pb, Cr, V och As inte lakas nämnvärt ur sura sulfatjordar i Norrbotten. Detta dels för att halterna är likadana som eller endast marginellt högre än bakgrundsvärden (Tabell 2) och dels för att de inte korrelerar signifikant (eller för V endast knappt signifikant) mot elektrisk ledningsförmåga som är en utmärkt indikator för påverkan från sura sulfatjordar. Samma resultat har även visats vid studier i Österbotten för As (Åström och Björklund, 1995; Åström och Corin, 2000), Pb (Åström & Björklund, 1995), V (Nordmyr et al., 2008a; Nordmyr et al., 2008b; Åström & Corin, 2000) och Cr (Nordmyr et al., 2008b; Åström & Corin, 2000; Nordmyr et al., 2008a; Sohlenius & Öborn, 2004). Anledningen 21

till att Pb, Cr, V och As inte lakas nämnvärt ur sura sulfatjordar är osäkert. Korrelationer till totalt organiskt kol som fanns för Pb och V kan tyda på att koncentrationen dessa ämnen i vattendrag påverkas av annat än sura sulfatjordar. Vid studien av Åström och Björklund (1996) var koncentrationen av totalt organiskt kol låg när ph var låg och elektrisk konduktivitet var hög. Detta kan möjligtvis vara ett typiskt mönster för vattendrag som påverkas av sura sulfatjordar. Erixon (2009) anger också att vatten som annars brukar vara mer grumligt har varit mer klart samt haft lägre innehåll av organiskt material vid påverkan från sura sulfatjordar. 5.3 Järn I de Norrbottniska vattendragen var koncentrationen av Fe överlag betydligt högre än i Petalax å (Tabell 2). Koncentrationen av järn vid den 5e percentilen var närmast värdet i Petalax å (Tabell 2). Koncentrationen vid 5e percentilen var 1,6 mg/l och i Petalax å 1,2 mg/l (Åström & Åström, 1997). De höga järnhalterna i de Norrbottniska vattendragen är ett resultat som avviker från många andra studier av vattendrag dränerandes sura sulfatjordar runt Bottniska viken (Nordmyr et al., 2008b; Åström & Corin, 2000; Nordmyr et al., 2008a; Sohlenius & Öborn, 2004). Koncentrationer av Fe upp till 77 mg/l förekommer i denna studie, vilket är mycket högre än i nästan samtliga studier gjorda i motsvarande vattendrag i Österbotten. I en av de studier som gjorts i Österbotten (Toivonen och Österholm, 2011) har koncentrationer upptill 67 mg/l emellertid uppmätts i de suraste strömmarna i Larsmo och Öja sjö. Toivonen och Österholm (2011) framhåller en lägre buffertkapacitet till följd av den grova heterogena kornstorleken i områdets jordar som en tänkbar anledning till den förhöjda koncentrationen av Fe. Detta förväntas ge ett lägre ph, under 3,5, i vilket Fe kan vara mer löslig. Troligtvis är inte grov kornstorlek orsaken till de förhöjda koncentrationerna av järn i denna studie då lera och silt rapporterades (Nordblad, 2015) som jordart vid 69 % av provpunkterna. En annan bidragande anledning till de förhöjda koncentrationerna av Fe kan enligt Toivonen och Österholm (2011) vara mindre porer i jordarna, vilket kan göra att Fe oxiderar mindre. Uppgifter om jordens porstorlek finns inte angivna i denna studie och därför kan ingen tolkning om det göras. Sohlenius och Öborn (2004) menar att järn som vittrar fälls ut i oxider. En möjlig anledning till de förhöjda koncentrationerna av Fe i denna studie kan vara att Fe förekommer i tvåvärd form, som är mer lättlöslig, och därmed inte fälls ut i oxider i lika hög grad som vanligt. Detta kunde resultera i högre uppmätta koncentration av Fe i lakvatten. För att exakt reda ut varför Fehalterna är höga i de Norrbottniska vattendragen behöver en järnspeciering av vattnen genomföras. Proverna av Österholm och Toivonen (2011) filtrerades innan analys och hade ändå hög koncentration av järn. Detta kan vara en indikation på att en högre koncentration järn i denna studie inte beror på att Fe filtrerats bort, och därför är betydligt lägre, i många andra studier. Detta understöds också av att inte heller proverna i studien gjord i Petalax å, som har liknande resultat som 75 percentilen för många metaller i denna studie, är filtrerade (Åström & Åström, 1997). Ytterligare belägg för detta är att Åström och Björklund (1995) visade i sin jämförelse av filtrerade och inte filtrerade prov att endast en liten koncentrationsskillnad fanns mellan 22

dessa två typer av prov. Vad som verkligen är orsaken till den höga koncentrationen av Fe i vattenproverna från Norrbottenskusten förblir därmed outredd än så länge. 5.4 Giftighet Aluminium och koppar förekommer i de Norrbottniska vattendragen i koncentrationer som kan vara giftiga för vattenlevande organismer. Nordmyr et al., (2008a) menar att koncentrationer av Al från 0,075 mg/l och av Cu från 2 µg Cu/l kan? vara giftigt, vilket är betydligt lägre än i denna studie. Koncentrationen av Al i vattenproverna, med ett medelvärde på 3,9 mg/l är 52 gånger högre och maxvärdet på 44 mg/l är 587 gånger högre än detta. För Cu är koncentrationerna i medelvärde på 5,6 µg/l tre gånger högre än och maxvärdet på 22 µg/l elva gånger högre än detta. Lägsta ph i denna studie är 3,1 och medelvärdet för ph är 5,0, vilka båda ligger under 5,6 som enligt Nordmyr et al., (2008a) anses som mycket surt i sjöar och vattendrag och ger en stor risk för biologiska skador. Vattenkvalitén riskerar att bli försämrad i de vattendrag som jordbruksdikena mynnar ut i. Vilken kemisk form metallerna i de Norrbottniska vattendragen har är inte studerat, men då de förekom i giftig form som fria joner eller sulfatkomplex i Vörå å som också påverkas av sura sulfatjordar (Nystrand & Österholm, 2013) kan det möjligtvis vara samma här. 5.5 Utbredning av sura sulfatjordar Både resultatet av studien och karteringen av SGU pekar på att det finns sura sulfatjordar i studieområdet. Områdena proverna är hämtade från ligger under högsta kustlinjen och består därför delvis av fina bottensediment som lyfts ur havet och i vilka sura sulfatjordar utvecklats (Sohlenius et al., 2015). Vid provtagningen har också lera och silt angetts vid de flesta provpunkterna (Nordblad, 2015). Provlokalerna har troligtvis lyfts upp ur havet de senaste 5000 åren och inom detta område är det enligt Sohlenius et al., (2015) vanligt med sulfidrika sediment, som utvecklas till sura sulfatjordar ifall de exponeras för atmosfärens syre. 5.6 Förslag till fortsatta studier Det är relevant att vidare studera påverkan från sura sulfatjordar i Norrbotten för att förstå deras dynamik och utbredning. Detta för att kunna bedöma risker och hitta bästa möjliga förebyggande insatser i syfte att minska de skadliga jordarnas miljöpåverkan i området. Vidare studier kan även undersöka vad som ligger bakom de förhöjda koncentrationerna av Fe i prover från Norrbotten jämfört med studier vid sura sulfatjordar i Finland. Ett ytterligare ämne för vidare studier kan vara att undersöka hur stor påverkan från de sura sulfatjordarna är i relation till påverkan från industrier inom regionen. Detta kan belysa problematiken med sulfidrika sediment som oxiderar till sura sulfatjordar vid kustslätterna i Norrbotten. 6 SLUTSATS Kustnära områden i Norrbotten påverkas av sura sulfatjordar i form av kraftigt förhöjda koncentrationer av främst Co, Ni, Cd, Zn och Mn, men även av SO4 2-, Cu, Mg, Na, Ca, Fe och K. Metaller som inte nämnvärt visats lakas ur sura sulfatjordar i Norrbotten är Pb, Cr, V, och As. I diken och vattendrag med lågt ph och framförallt hög elektrisk konduktivitet kan förhöjda koncentrationer av metaller och sulfat förväntas finnas. Belastningen från sur sulfatjord vid 23

Norrbottenskusten är i stora drag lik den i Österbotten. Ett undantag är koncentrationen av Fe, som överlag visats vara högt i Norrbotten men generellt sett är lågt i Österbotten. Möjliga förklaringar till de högre koncentrationerna i Norrbotten kan vara att Fe oxiderat mindre på grund av mindre porer i jordarna eller att en större del av järnet förekommer i tvåvärd form och därmed är mer löslig i vatten. Det flesta provtagna platserna karaktäriseras av ler- och siltjordar, vilket är en indikation på att sulfidrika sediment kan finnas. 7 TACK Jag vill tacka mina handledare Mats Åström (Linnéuniversitetet Kalmar) och Fredrik Nordblad (Länsstyrelsen Luleå) för stöd och engagemang med examensarbetet. Fredrik vill jag specifikt tacka för den intressanta dagen med fältstudier i Norrfjärden. Jag vill även rikta ett tack till miljöanalysenheten på Länsstyrelsen i Norrbottens län för möjligheten vara en del i detta intressanta projekt. 24