Miljöteknisk undersökning av Hornträsket, Lycksele kommun Umeå 25 februari 2005 1
Miljöteknisk undersökning av Hornträsket, Lycksele kommun GeoEnvix AB Kullavägen 76 903 62 UMEÅ Tel: 090-14 42 69 Fax: 090-312 77 2
Sammanfattning Våren 2004 fick GeoEnvix AB uppdraget att klargöra orsakerna till observerade förändringar i djurlivet i sjön Hornträsket, Kristineberg. Beställare var Boliden AB. I syfte att undersöka Hornträskets tillstånd och för att klargöra möjliga orsaker till de höga halterna av metaller inleddes en omfattande provtagning av Hornträskets vatten på senvintern 2004. Undersökningarna inleddes med att sjöns djupförhållanden fastställdes med georadar. Samtidigt påbörjades en sammanställning av tidigare genomförda undersökningar relevanta för Hornträskets tidigare och nuvarande tillstånd. Sammanställningen omfattade även områdets utveckling av gruvindustri, skogsnäring och infrastruktur. De vattenkemiska undersökningarna fortsatte under sommaren 2004. Samtidigt genomfördes undersökningar och provtagning i mark inom Hornträskets avrinningsområde. En omfattande undersökning genomfördes också i anslutning till de nedlagda gruvorna inom avrinningsområdet. Under hösten 2004 utökades undersökningen till att omfatta även sjöns biologiska förhållanden. I dessa studier ingick en omfattande inventering av fiskbestånd och av bottendjur i strandnära områden. Det gjordes även en utvärdering av en tidigare studie på planktondjur. Sammanställning och utvärdering av resultat ägde rum under hösten och vintern 2004. Provtagningarna visade att halterna av koppar, zink och kadmium var höga till mycket höga särskilt i Norrsjöns östra del enligt Naturvårdsverkets klassificering,. Detsamma gällde vid utloppet i Vormbäcken. Halterna av bly och arsenik var däremot genomgående låga. Utvärdering av tidigare mätningar visade att halterna av koppar och zink var tämligen höga även under 1970- och 80-talet, men att de ökat markant under 90-talet och fortsätter att vara höga efter år 2000. Halten av kadmium har under 90-talet visat en liknande trend som den för zink och är idag hög i Hornträsket. Under den senaste perioden finns dock en nedåtgående trend i metallhalter. phvärdet i Hornträskets utlopp har varit förhållandevis stabilt under alla dessa år med årliga variationer kring ett medelvärde på 6,3. Provtagningarna i marken inom i avrinningsområdet visade att halterna av koppar, zink, kadmium och arsenik var höga till mycket höga i mark, särskilt i de organiska jordarterna, vilka dominerar i Hornträskets närmaste omgivning. Resultaten av de biologiska undersökningarna visade klart att Hornträskets ekosystem är kraftigt påverkat. Samtliga tre organisationsnivåer; djurplankton, bottendjur och fisk, visade klara avvikelser från vad som kan anses normalt. Normalt biologiskt liv vad det gäller bottendjur kunde bara konstateras där inflödet av ytvatten var betydande. Även utvärdering av data över planktondjur antydde att situationen kan vara något bättre där inslaget av ytvatten är stort. Orsakerna till störningarna på Hornträskets djurliv är med största sannolikhet relaterade till de generellt höga halterna av koppar, zink och kadmium. Ökningen av metallhalterna kunde kopplas till några viktiga skeenden i Hornträskets omgivning; a) en intensiv skogsavverkning och dikning som genomfördes inom avrinningsområdet i slutet av 80-talet, b) nedläggning och efterbehandling av Hornträskgruvan och c) stora variationer i grundvattennivåerna under 80-talet (låg nivå) och 90-talet (hög nivå). Detta antagande stöds även av beräkningarna på sjöns metallbalans. Hornträsket är en källsjö som till 80 % försörjs med grundvatten, vilket gör att det tillflödande grundvattnets kvalitet är av stor betydelse för utvecklingen i sjön. Detta samtidigt som marken inom hela avrinningsområdet är sulfidmineraliserad och innehåller därmed mineral som kan frisläppa tungmetaller vid oxidation. I rapporten föreslås åtgärder till hur man kan minska transporten av metaller från dagbrottet vid Hornträskgruvan. Däremot tvingas man konstatera att det är svårt att hindra utsläpp av metaller från den sulfidmineraliserade marken inom Hornträskets avrinningsområde. Genom att begränsa skogsavverkning, markberedning och dikning kan man minska markutsläppen något. Vidare konstateras att Hornträskets omgivande mark inte bör exploateras som fritidsmark p.g.a. de naturligt höga metallhalterna. Det kan finnas anledning att rekommendera begränsad användning 3
av järnhaltigt grundvatten i området. Vattnet kan speciellt i svartskifferområden ha höga arsenikhalter. Dessa fälls emellertid effektivt ut innan vattnet når sjön genom medfällning/adsorption på Fe-hydroxider i diken och bäckar. Avslutningsvis behandlar rapporten de generella miljöeffekter som kan vara förbundna med exploatering av sulfidmineraliserade områden. Intensivt markutnyttjande, t.ex. genom omfattande kalavverkningar och dikningar, inom områden med naturligt mineraliserad mark bör minimeras. Vid efterbehandling av sulfidgruvor som drivs i form av dagbrott, särskilt i närheten av grundvattensjöar, bör inte återfyllas med gråberg. Gråbergsmassorna innehåller vittrade svavelmineral som i kontakt med vatten orsakar försurning och utlakning av tungmetaller. Gråbergets grova kornstorlek gynnar även bildning av grundvatten som transporterar metallerna mot sjön. Förslagsvis bör dagbrotten återfyllas med sulfidfattiga, täta jordarter (morän). Detta för att minska bildning och genomströmning av grundvatten samt för att minimera tungmetallutsläpp. 4
Innehållsförteckning 1 Inledning... 1 1.1 Bakgrund, syfte och mål...1 1.2 Områdets historiska utveckling... 1 1.3 Tidigare undersökningar... 4 2 Metodik... 5 2.1 Projektets uppläggning och organisation... 5 3 Resultat... 12 3.1 Områdets berggrund och jordarter... 12 3.2 Hornträskets nederbörds- och hydrologiska förhållanden... 13 3.3 Hornträskets kemisk-fysikaliska förhållanden... 16 3.4 Resultat av mark- och grundvattenundersökningar... 34 3.5 Lokalisering av utsläppskällor... 42 3.6 Beräkning av metallbalansen i Hornträsket... 43 3.7 Biologiska undersökningar... 46 4 Utvärdering och förslag till åtgärder... 53 4.1 Utvärdering av markens innehåll av metaller... 53 4.2 Geokemiska processer som kan öka läckaget av metaller från mark... 53 4.3 Utvärdering av utsläpp från de nedlagda gruvorna... 54 4.4 Utvärdering av ökat metalläckage på grund av skogsbruk m.m... 54 4.5 Sammanfattande hypotes gällande den historiska utvecklingen av Hornträskets vattenkemiska och organiska tillstånd... 56 4.6 Förslag till åtgärder som minskar utsläpp från gruvorna... 59 4.7 Förslag till reduktion av läckage från naturligt mineraliserade markområden... 60 5 Diskussion om områdets framtida utnyttjande... 61 6 Generella slutsatser gällande områden med mineraliserad mark... 62 7 Erkännanden... 62 8 Referenser... 63 Bilagor (CD-skiva) 1. Utdrag ur Naturvårdsverkets rapportserie Bedömningsgrunder för miljökvalitet 2. Rapport -jordprovtagning och installation av grundvattenrör vid Hornträsket 3. Undersökning av Hornträsket, Lycksele kommun 2004. Basala vattenparametrar. 4. Undersökning av Hornträsket, Lycksele kommun 2004. Fria (lösta) metaller. 5. Metallhalter i avrinningsområdet 6. Biologiska undersökningar i Hornträsket och referenssjöar 5
1 Inledning På uppdrag av Boliden AB genomförde GeoEnvix AB miljöteknisk undersökning av sjön Hornträsket, Kristineberg. Undersökningen startade i april 2004 och avslutades i februari 2005. 1.1 Bakgrund, syfte och mål Sjön Hornträsket är belägen ca 2 km väster om Kristineberg och betraktas som Kristinebergs fritidsområde med både permanentbebyggelse och fritidsbebyggelse. Enligt uppgifter har sjöns tillstånd försämrats sedan början av 1970-talet och för närvarande framställs Hornträsket som en tungmetallförgiftad sjö utan organiskt liv. Det nuvarande läget jämförs med tidigare tillstånd då sjön var rik på fisk och var en stor tillgång för friluftslivet och rekreation. Under en period har sjön använts som dricksvattentäkt. Inom intresseområdet pågår gruvverksamhet sedan 1930-talet. I närheten av sjön Hornträsket finns för närvarande fyra nedlagda gruvor nämligen Hornträskgruvan, Rävliden- och Rävlidmyrgruvan samt Granlundagruvan. Av dessa ligger Hornträskgruvan, Rävlidmygruvan och Granlundagruvan inom Hornträskets avrinningsområde. Gruvornas verksamhetstid och efterbehandlingsåtgärder är väl dokumenterade. Även Hornträskets miljökemiska tillstånd har under åren dokumenterats vid olika tillfällen på olika sätt. I syfte att få klarhet i frågan om de ökande föroreningarna och de källor som gav ursprung till dessa initierade Boliden AB en miljöteknisk undersökning som genomfördes av GeoEnvix AB:s forskarteam. Projektets mål var att fastställa Hornträskets nuvarande tillstånd i avseende på vattenkvalitet och organiskt liv och jämföra det med tidigare kända resultat. Genom strategiskt väl upplagt provtagningsprogram var syftet att lokalisera eventuella föroreningskällor, utreda härdarnas källor, beskriva tungmetallers massbalans i sjön och diskutera eventuella åtgärder. Hornträskets area är 6,55 km 2 och dess avrinningsområde omfattar ca 36,6 km2. Sjöns totala volym beräknades till 35,84 miljoner kubikmeter. Djupförhållanden varierar från ca 1m till 16 m. Omsättningstiden beräknades till 2,6 år. Hornträsket är en näringsfattig (oligotrof) sjö med tämligen klart vatten och låga halter av organiskt material i bottensediment. Sedimenttjockleken bestämdes till 0,5 till 4 m. Avrinningsområdets berggrund hör till det s.k. Skelleftefältet och domineras av till glimmerskiffrar och mörka grafitskiffrar omvandlade leriga och sandiga djuphavssediment (gråvackor), förskiffrade, glimmerförande (sericit) sura vulkaniter och till kloritskiffrar omvandlade basiska vulkaniter. Alla dessa bergarter innehåller varierande koncentrationer av sulfidmineral förande tungmetaller såsom Zn, Cd, Cu, Pb och As. Detaljerad berggrundsbeskrivning redovisas i kapitel 3.1. Avrinningsområdets lösa avlagringar domineras av morän och organiska jordarter (torv). Finsediment och glacifluviala sediment förekommer bara sporadiskt. På några få ställen förekommer berg i dagen. Detaljerad jordartsbeskrivning återges i kapitel 3.1. 1.2 Områdets historiska utveckling Gruvdriften i Hornträskets avrinningsområde startade under fyrtiotalet då den statligt ägda Granlundagruvan var i drift under en kort period och sedan lades ner, figur 1.1. 1953 startade malmbrytningen i Rävlidmyrgruvan (I och II). Malmbrytningen skedde både under jord och i form av dagbrott. Hornträskgruvan etablerades i området 1981. Verksamheten startade med underjordsbrytning till ett djup på ca 260 m. 1988 öppnades två dagbrott med beteckning E och GN. Både Rävlidmyrgruvan och Hornträskgruvan lades ned 1991. Efterbehandling av 1
Rävlidmyrgruvan ägde rum 1995-1996. Hornträskgruvan efterbehandlades 1996. Efterbehandlingen skedde efter en av länsstyrelsen och kommunen godkänd efterbehandlingsplan. Efterbehandlingen av dagbrotten utgjordes av återfyllning med gråberg, övertäckning med 0,3 m morän och trädplantering. Kontroll av efterbehandlingsåtgärder ska ske efter samråd med länsstyrelsen. Provtagning av vatten som avrinner till Hornträsket föreslås ske under en övergångstid på 3 år. Granlundagruvan! Horntr skgruvan! Kimhedengruvan! R vlidmyrgruvan! Kristinebergsgruvan! 0 500 1 000 2 000 Meter R vlidengruvan! Figur 1.1 Gruvor inom Hornträskets avrinningsområde. Gruvor markerade med röd markering. Hornträskets avrinningsområde exploaterades och exploateras som skogsbruksområde. Kalavverkning och dikning av speciellt organiska jordarter används som konventionella skogsbruksmetoder. Skogsavverkningen intensifierades under 80-talet då man också utförde omfattande dikningsarbeten inom området, figur 1.2. 2
0 500 1 000 2 000 Meter Figur 1.2 Skogsavverkning och dikning inom Hornträskets avrinningsområde. Ortofoto från 1990. Dikningssystem markerat med röda linjer, avverkningsytor är ljusgrå. Hornträskets strandområde har sedan lång tid tillbaka nyttjats fritidsområde med gles fast- och fritidsbebyggelse, figur 1.3. 0 500 1 000 2 000 Meter Figur 1.3 Fast- och fritidsbebyggelse inom Hornträskets avrinningsområde. 3
1.3 Tidigare undersökningar Detaljerad information från tidigare undersökningar som har använts i projektet presenteras under respektive avsnitt i anslutning till redovisningen av resultaten. Här ges endast en kortare översikt av de undersökningar som har haft uppenbar relevans för föreliggande undersökning. De kemiska förhållandena har undersökts vid ett flertal tillfällen både i Hornträsket och i Vormbäckens vattensystem sedan mitten 1970-talet och fram till idag (se t.ex. IVL, 1978, Brånin, 1979, Johansson, 2003 samt Widerlund m. fl., 2003). Till detta kommer Boliden Mineral AB:s egen monitoringverksamhet av allmän kemi och metallhalter vid Hornträskets utlopp i Vormbäcken som startade 1951 och med vissa uppehåll pågår än idag. Vidare har Vormbäcken undersökts under ett antal år inom ramen för forskningsprogrammet MiMi som finansierats av Miljöstrategiska forskningsstiftelsen (MISTRA). Bland annat har Sjöblom (2003) studerat Vormbäcken utifrån perspektivet fastläggning av tungmetaller i lakvatten från gruvavfallsdeponier (Kristineberg). Merparten av de mätningar som utförts har främst handlat om kemiska och fysikaliska parametrar. I samverkande examensarbeten vid Umeå universitet studerade Johansson och Halsius olika biogeokemiska aspekter av tungmetallfördelning i Hornträsket i juni 2002. Dessa arbeten rapporterades i Johansson, 2003 samt Halsius, 2003. En forskargrupp vid Luleå tekniska universitet under ledning av Widerlund gjorde på Bolidens uppdrag en vatten- och sedimentgeokemisk undersökning i Hornträsket i april 2003 (Widerlund et al., 2003). När det gäller Vormbäckens vattensystem är de biologiska förhållandena förhållandevis väl undersökta. Ett tiotal undersökningar omfattande bottenfauna och fisk i strömmande vatten har genomförts från mitten av 70-talet fram till idag. Senare undersökningar antyder att produktionen och artrikedomen av både bottenfauna och fisk är förhållandevis låg vid Hornträskets utlopp (se t.ex. Hushållningssällskapet 2004). I sjön Hornträsket är förhållandena mindre väl kända. Omfattande och jämförbara undersökningar av växt- och djurplankton samt bottenfauna saknas. En enklare undersökning av bottenfauna genomfördes 2002 som del i ett examensarbete vid Umeå universitet (Halsius 2003). Ett fåtal bottenprover togs med Ekmanhuggare och bara några få bottenorganismer påträffades. Under sommaren samma år genomförde Kurt Roslund, Norsjö en förhållandevis omfattande inventering av djurplankton i Hornträsket som jämfördes med Släppträsket, som ligger strax norr om Hornträsket. I en skrivelse till Länsstyrelsen, Västerbotten, antyder Roslund att situationen för djurplankton var klart sämre i Hornträsket än i Släppträsket (Roslund 2002). Bestånden av fisk i Hornträsket har inventerats med standardiserat nätfiske 1977/78 av IVL (IVL1979) och av Fiskeriverket 1983. (Fiskeriintendenten övre norra distriktet, 1984) Resultaten jämfördes med Lidträsket och Vormträsket som ligger nedströms i Vormbäckens vattensystem. Inventeringen 1977/78 visade att det fanns abborre, gädda, sik och elritsa i Hornträsket. Fiskeriverkets inventering 1983 kunde bara påvisa förekomst av abborre och sik i Hornträsket. Geokemiska undersökningar av marken inom Hornträskets avrinningsområde har genomförts av Sveriges Geologiska Undersökningar (SGU) vid ett par tillfällen. Resultaten av dessa finns arkiverade vid SGU: s mineralkontor i Malå och redovisas utförligare senare i denna rapport. Även resultat av Boliden Minerals AB:s provtagning i samband med prospektering kommer att redovisas. Det finns således ett rätt omfattande material som kan bidra till en analys av sjöns utveckling över tiden. Det är dock viktigt att notera att de ovannämnda undersökningarna inte har haft som syfte att i helhet utreda orsaker till de förhöjda metallhalterna. Det har inte heller skett någon nämnvärd samordning mellan undersökningarna. 4
2 Metodik 2.1 Projektets uppläggning och organisation Med hänsyn till projektets omfattning och vida syfte - att utreda Hornträskets tillstånd och att belysa orsaker till de ekologiska störningarna - organiserades arbetet i deletapper som redovisas nedan: 2.1.1 Upprättande av databas och geografiskt informationssystem (GIS) Merparten av data rörande Hornträsket som genererats inom föreliggande projekt inkorporerades i ett geografiskt informationssystem (GIS). Grundläggande kartdata till uppbyggnad av detta GIS tillhandahölls av Länsstyrelsen, Västerbotten. Vilka data som utgjorde grunden framgår av tabell 2.1 nedan. Via Boliden mineral AB erhölls data över dikessystemets utbredning inom Hornträskets avrinningsområde 1990. Inom ramen för projektet genomfördes även en mätning av Hornträskets bottenförhållanden med georadar. Tabell 2.1 Översikt av grundläggande geografiska data som nyttjades i projektet. Material Typ av data Typav objekt Producent Ekonomisk karta Vektor Linjer, punkter Lantmäteriverket Blå kartan Vektor Punkter, linjer, ytor Lantmäteriverket Blå kartan Raster Pixlar Lantmäteriverket Jordartskarta Vektor Ytor SGU Bergrundskarta (lokal) Vektor Ytor SGU Bergrundskarta (regional) Vektor Ytor SGU Delavrinningsområden Vektor Ytor SMHI Ortofoton (1996) Raster Pixlar Lantmäteriverket Höjdkurvor (10m) Vektor linjer Lantmäteriverket / SGU Diken (1990) Vektor linjer LMV/Boliden mineral AB / EkoVision nord Djupdata Vektor punkter Malå GeoScience AB / EkoVision nord Data från tidigare undersökningar som genomförts inom Kristinebergsområdet och Hornträsket nyttjades då dessa ansågs tillföra viktig information och var möjliga att anpassa till GIS. Av dessa kan bl.a. nämnas SGU:s provtagningar av bäcktorv inom området på 1970-talet samt de översiktliga mätningar av metallhalter i mark som genomförts inom området av SGU. Boliden Mineral AB tillhandahöll uppgifter om metallhalter i berggrunden härrörande från borrhål för prospektering. Övriga data från tidigare undersökningar som har använts i projektet presenteras under respektive avsnitt nedan. Anpassningen av data till GIS-format och påföljande bearbetningar har skett med ESRI:s programvaror ingående i ArcGis systemet (version 8.3). Bearbetningar och analyser har utförts av EkoVision nord, som ingår i GeoEnvix AB:s forskargrupp. 2.1.2 Data från Hornträskets utlopp Boliden mineral AB har sedan början av 1950-talet övervakat ett flertal vattenkemiska parametrar vid Hornträskets utlopp i Vormbäcken. Även halten av vissa metaller såsom koppar och zink har 5
övervakats. På senare år har även halten av kadmium mätts. Värden på vissa parametrar från dessa tidsserier har utvärderats inom ramen för projektet och bl.a. relaterats viktiga händelser inom Hornträskets avrinningsområde. 2.1.3 Hydrologiska undersökningar inklusive georadarmätningar Undersökning av Hornträskets morfologi Syftet med denna undersökning var att med hjälp av georadarmätning bestämma djupet till sedimentöverytan samt djupet till fast botten. Fältmätningen och resultattolkningen utfördes av Raycon AB, Malå. Fältarbeten genomfördes under tiden 20 23 mars 2004. Vid mätningen användes en CU-II, en RTA-antenn och för positioneringen en Garmin etrexlegend. Figur 2.1 visar georadarprofilens utsträckning. Figur 2.1. Georadarprofilens utsträckning. Metoder för beräkningar av vattenbalansen Sjövolymen har beräknats utifrån en 3D-modell i GIS (ArcView 3.2) med resultaten från georadarmätningarna som indata. Georadarmätningarna täcker inte in området närmast utloppet (Storkalven), vilket innebär att denna del inte är inräknad i sjövolymen. Tillrinningen till sjön har beräknats utifrån samma data över specifik avrinning som beskrivits ovan. Då längre tidsserier av data (t ex årsvärden för vattenföring) saknas har problemet inte kunnat lösas med hydrologisk modellering. Uppgiften har därför till stor del fått lösas grafiskt, utifrån Ekonomiska kartan. För varje litet vattendrag har ett avrinningsområde ritats ut och dess area har bestämts. Metoden bygger på antagandet att avrinningen från ett område är proportionell mot dess area; ett antagande som fungerar bra i Hornträskets avrinningsområde eftersom det är litet och med relativt små höjdskillnader. Denna s.k. specifika avrinning har antagits vara 400 liter per kvadratmeter och år (SMHI/SNA). För avrinningsområdet och tillrinningsområdet har arean beräknats i GIS. För bäckarnas avrinningsområden har areamätningarna gjorts manuellt med digital planimeter. 6
Grundvattenundersökningar Grundvatten och ytvatten har insamlats från grundvattenrör (befintliga och nyinstallerade), från källflöden samt diken och bäckar, figur 2.2. ph har i regel mätts i fält och vid något tillfälle senare under dagen. Proverna har filtrerats i fält med 0,2 µm millipore-filter. Från de befintliga grundvattenrören vid Hornträskgruvan har prov tagits efter det att 3-4 rörvolymer pumpats bort med en batteridriven pump. Under pumpningen har grundvattensänkningen observerats för att få en kvalitativ uppfattning om permeabiliteten omkring röret. HORNTRÄSKET Rött ytsediment indikerande grundvattenutströmning Grundvatten källa Vass o12 o15 o11 o13 o10 o9 o14 o8 Väg o19 o18 o 17 o 16 o20 o21 o o22 23 Obeväxt område 100 m Figur 2.2 Punkter för grundvattenrör satta i anslutning till Hornträskgruvan Flödesbestämningar i diken och vid källor har gjorts med hjälp av en tillfälligt installerad plåt med ett V-format överfall varvid höjden i V-et har mätts och omräknats till flöde. Grundvattenflödet direkt ut i stranden vid Hornträskgruvan har mätts genom 8 bestämningar med s.k. seepage meter, figur 2.3. Detta är ett avsågat plåtfat (diam. 0,21 m) med en snabbkoppling på ovansidan för en plastpåse. Plåtfatet pressas ned i strandsedimenten och den urkramade plastpåsen ansluts. Inflödet i plastpåsen mäts efter några timmar och omräknas till grundvattenutflöde per ytenhet. I samband med dessa mätningar har ett tillfälligt installerat grundvattenrör slagits ned i de sandiga strandsedimenten för provtagning av det utströmmande grundvattnet. 7
sprängsten Zn=200mg/L torv morän? "seepage meter" grundvattenrör sand Zn=0,7mg/L röd järnfällning - Utflödet i sjön är ca 6 m3/dygn - Transporten något kg/år Figur 2.3. Princip för mätning av grundvattenutflöde i sjöstranden vid Hornträskgruvan. Prov av markprofiler, sediment, järnfällningar och organiskt material har tagits vid källor och i bäckar. Laboratorieanalyser Metaller har efter surgörning med suprapur HNO 3 analyserats med flam-aas av märke Varian. Anjoner har analyserats med jonkromatograf av fabrikat Dionex. Sediment och jordar har siktats med en sikt av plastmaterial och en maskvidd av 2 mm. För analys av metaller har 1,00 g material uppslutits i 8 ml suprapur HNO 3 under 12 tim. Metallhalter har sedan bestämts med flam-aas. 2.1.4 Bestämning av avrinningsområdets storlek Hornträskets avrinningsområde avgränsades från de delavrinningsområden för Sveriges sjösystem som tillhandahålls av SMHI. Den vektorbaserade digitala kartan nyttjades och avrinningsområdet reducerades (i ArcView) utifrån områdets topografi till att bara omfatta Hornträsket inklusive de s.k. kalvarna i anslutning till utloppet i Vormbäcken. 2.1.5 Markundersökningar I syfte att kartlägga markens fysikaliska och kemiska egenskaper användes data från tidigare genomförda karteringar och undersökningar. Dessa kompletterades genom en egen markundersökning. Basinformation om markens beskaffenhet inhämtades från SGU:s berggrundskarta 1:50 000 (kartblad 23I Malå NV, NO, SV och SO) och digitaliserad jordartskarta 1:50 000. Information om tungmetallkoncentrationer hos avrinningsområdets organiska jordarter inhämtades från SGU:s Malå arkiv. Denna undersökning är genomförd under 70-talet och innefattar ca 129 prov analyserade med jumbometoden. Egen jord- och berggrundersökningen utgörs av åtta utvalda borrhål med installerade grundvattenrör. Val av provpunkter är baserad på avrinningsområdets jordarts- och berggrundsvariationer. Jordprovtagningen är utförd med skruvprovtagare i sex av punkterna, jord-bergsondering i två punkter. I sex av punkterna har jord-bergsondering använts för att fastställa bergöverytans nivå. Grundvattenrör är plaströr av typen PEDH-plast med en invändig diameter på 41 mm. Rören är 8
försedda med filterspets och topplock. Jordprov analyserades av Analytica i Luleå och grundvatten analyserades dels av Exposmeter AB dels vid KTH:s kemiska laboratorium, Stockholm. Vid fältarbetet har en borrvagn modell HAFO 2000 använts. Samtliga åtta punkter är inmätta med handhållen GPS-utrustning. För att utreda omfattning och tidpunkter för inom avrinningsområdet genomförda markåtgärder såsom skogsavverkning och dikning studerades ortofotokartor från åren 1970, 1980 och 1990. Markundersökningens genomförande och resultat återges i Bilaga 2. 2.1.6 Vatten- och sedimentundersökningar I april 2004 genomfördes en fältkampanj omfattande in-situmätningar av kemisk-fysikaliska parametrar och provtagning av metaller lösta i vattenfasen. Med hjälp av en Multi-Sensor Modul MSM 9 mätsond mättes i ett antal punkter i Norrsjön och Sörsjön temperatur, konduktivitet, ph, redoxpotential, syrehalt respektive syremättnad på olika djup i vattenpelaren. Mer detaljerad information om dessa mätningar lämnas i bilaga 3. Halterna av olika metaller lösta i vattenfasen på olika platser i Hornträsket mättes med hjälp av s.k. DGT-provtagare, dvs. plattor försedda med en gel innehållande ett jonbytarmaterial som tillåter katjoniska metaller att diffundera in i gelen (Diffusive Gradients in Thin films). På så sätt fås en integrerande metallhaltsmätning över en viss tidsperiod. I detta fall var provtagarna exponerade under 1 vecka innan de analyserades med ICP-AES/ICP-MS av Analytica AB, Luleå. Mer detaljerad information om dessa mätningar lämnas i bilaga 4. Ytligt sjövatten mättes på 60 platser i de båda bassängerna genom att DGT-provtagarna installerades 0,5 m under isen. På andra platser placerades provtagare 0,2 m, 0,5 m och 1,5 m över sedimentytan, figur 2.4. Metallhalterna i sedimentets porvatten undersöktes genom att DGTprovtagare placerade i gränsytan vatten/sediment på fyra lokaler. Härmed kunde data samlas från 1,25 cm över sedimentytan till 12,75 cm under sedimentytan. I juni genomfördes en kompletterande provtagning. Figur 2.4 Lokaler för provtagning av metallhalter på olika djup i vattenpelaren med DGT-provtagare. 9
2.1.7 Biologiska undersökningar Inventering av fiskbestånden Hornträskets bestånd av fisk inventerades hösten 2004 av Fiskeriverket, Luleå. Fisket bedrevs med översiktsnät enligt den standardiserade metodik som rekommenderats av Fiskeriverket (Fiskeriverket 2001). Hornträsket yta är ca 650 ha och dess största djup ca 16 m vilket skulle motivera en insats av ca 32 nät enligt gängse standard. Då Hornträsket ansågs vara utan fisk enligt lokalbefolkningen och det att sjön i praktiken består av två delar (Sörsjön och Norrsjön), ökades insatsen till 147 nät fördelade på 48 lokaler (figur 2.5). Fisket genomfördes under tiden 1-10/9. Vattnets temperatur varierade mellan 10-13 C under provfisket. Figur 2.5 Lokaler för provfisket i Hornträsket hösten 2004. Inventering av bottendjur i strandnära områden Tidigare publicerade undersökningar av tillståndet för bottendjur i Hornträskets littoralzon (strandnära områden) saknas. För jämförelse med Hornträsket genomfördes därför undersökningar även i Släppträsket och Kåtaträsket. Dessa är också s.k. källsjöar och ligger strax norr om Hornträsket (figur 2.6). Inventeringarna genomfördes enligt den metodik som föreslagits av Naturvårdsverket som standard för bottenfauna i sjöars litoral och i vattendrag - tidsserier (Naturvårdsverket 2000). Fem s.k. sparkprov á 20 sekunder togs regelmässigt på lokaler med exponerad strand. På vissa lokaler kompletterades sparkproven med ett 10 minuters sk sökprov. På några få lokaler i Hornträsket togs enbart sökprov eftersom bottensubstratet inte var lämpligt för sparkprov. I Hornträsket inventerades totalt 20 lokaler, varav 16 med sparkprov. I Släppträsket inventerades 7 och Kåtaträsket 4 med sparkprov. Samtliga lokaler beskrevs med avseende på vegetation och struktur enligt Naturvårdsverkets rekommendationer för sötvatten (Naturvårdsverket 2000). Inflödet av ytvatten till lokalerna via närliggande bäckar skattades på en skala från 0, (ingen inverkan) till 5, (80-100% inverkan). Lokalernas läge och beteckning visas i figur 2.6. Inventeringarna genomfördes strax före höstcirkulationen mellan den 1-13/10, 2004. De taxonomiska bestämningarna av bottenfaunan genomfördes av Kurt Roslund, Norsjö under medverkan av Dan Evander, Hushållningssällskapet Luleå. 10
Figur 2.6 Läge på lokaler för inventering av bottendjur i strandzonen i Hornträsket, Kåtaträsket samt Släppträsket hösten 2004. Inventering av djurplankton i Hornträsket och Släppträsket 2002 Under sommaren 2002 genomförde Kurt Roslund en undersökning av djurplankton i Hornträsket (Roslund, 2002). Resultaten jämfördes med en lokal från Släppträsket som ligger strax norr om Hornträsket. Delar av dessa resultat har bearbetats vidare och redovisas i föreliggande rapport. Kvantitativa prover togs med en s.k. Limnoshämtare (4,3 l). Sex lokaler i Hornträsket och en lokal i Släppträsket undersöktes (figur 2.7). På varje lokal togs prov på olika djup med intervall på 2 meter. Proverna togs vid 4-5 tillfällen från slutet av juli till slutet av september 2002. I rapporten redovisas främst genomsnittvärden för dessa provtagningar. Detaljerade upplysningar om enskilda provtagningar samt taxonomiska bestämningar ges i bilaga 6. 11
Figur 2.7 Lokaler där kvantitativ provtagning av djurplankton genomfördes under sommaren 2002. 3 Resultat 3.1 Områdets berggrund och jordarter Avrinningsområdets berggrund utgörs dels av sura metavulkaniter (i Kristineberg kallade sericitkvartsiter), till grafitskiffrar, fylliter och glimmerskiffrar omvandlade lerrika sedimentbergarter (metagråvackor) samt basiska och ultrabasiska metamorfoserade yt-, gång- och djupbergarter. Alla dessa bergarter är mer eller mindre mineraliserade dvs. innehåller varierande koncentrationer av metallförande sulfidmineral såsom svavelkis (FeS 2 ), kopparkis (CuFeS 2 ), arsenikkis (FeAsS), blyglans (PbS) och zinkblände (ZnCdS). Avrinningsområdets berggrund redovisas i figur 3.1. Figur 3.1. Berggrundskarta över avrinningsområde. 12
Avrinningsområdets lösa avlagringar domineras av siltig morän och organiska jordarter medan inslag av finkorniga siltiga jordarter och isälvsavlagringar är tämligen liten. Fördelningen mellan de förekommande jordarterna är ungefär morän 70%, organiska jordarter 25%, finsediment och isälvsavlagringar 5%. Avrinningsområdets jordartsfördelning presenteras i figur 3.2 Figur 3.2. Avrinningsområdets jordarter Även de lösa avlagringarna innehåller varierande mängder av metallförande sulfidmineral. Både tidigare markundersökningar och de som utförts inom projektet visar att markens tungmetallhalt på flera ställen överstiger av Naturvårdsverket riktvärden för förorenad mark, se bilaga 1; tabell 5. 3.2 Hornträskets nederbörds- och hydrologiska förhållanden Från radardata presenterade i figur 3.3(se också appendix) framgår att de största djupen i Hornträsket är ca 16 meter. Sådana djup återfinns dels i Sörsjöns sydöstra del och dels i Norrsjöns östra del. Från figur 3.4 framgår att den största sedimenttjockleken uppmättes till ca 4 m. 13
Figur 3.3 Hornträsket. Bottentopografi. Figur 3.4 Hornträsket. Sedimentdjup. Hornträskets area beräknades till 6,55 km2 och dess avrinningsområde omfattar 36,6 km2. Sjöns totala volym beräknades till 35,84 miljoner m3. Omsättningstiden beräknades grovt till 2,6 år. Med hänsyn till att vattenutbyte mellan Sörsjön och Norrsjön är nästan obefintligt bör det för omsättningstiden beräknade värdet vara betydligt högre. Avrinningsområdets omfattning presenteras i figur 3.5. 14
Figur 3.5 Hornträskets avrinningsområde. Avrinningen i Hornträskområdet kan enligt hydrolog Anna Kjellin, Hydrologiska institutionen, Uppsala universitet sättas till 400 mm i genomsnitt. Stora variationer från år till år förekommer beroende på nederbördsmängden. Evapotranspirationen tar en relativt konstant del av nederbörden vilket gör att variationer i nederbörd slår igenom på avrinningen. Hornträsket är en källsjö med en stor del direkt grundvatteninströmning. Ett antal relativt korta bäckar och diken leder in i sjön. Andelen torvmark är stor och denna torvmark har i stor utsträckning dikats, inte minst under andra hälften av 1980-talet. En grund dikning leder till ökat avflöde av organiskt material medan en djupare dikning ner i mineraljorden ger minskat avflöde av organiskt material som löst humus. Under 80-talets dikningsperiod var nederbörden under flera år låg och i mark med sulfidhaltiga jordar finns kan detta ha lett till försurning och oxidation och export till sjön av metaller. Nederbördsvariationer påverkar halten av organiskt material i sjön, våta år ger högre halt. Det organiska materialet i form av löst humus kan påverka toxiciteten av metaller genom att dessa binds till löst humus. Organiskt material har i urflödet mätts som COD-Mn och färgvärde i form av mg Pt/L. Det finns en relativt gles och ofullständig serie men den speglar liksom metallhalterna nederbördsvariationerna genom att färgen ökat under senare delen av 90-talet figur 3.6. Färg mg/l Pt 50 40 Hornträskets utlopp 30 20 10 0 1987 1988 1989 1990 1991 1992 1993 1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 Figur 3.6 Färgvärde i mg Pt/L i utflödet från Hornträsket. 15
3.3 Hornträskets kemisk-fysikaliska förhållanden De mätningar som gjorts under åren ger en delvis splittrad bild av vattenkvaliteten i Hornträsket. Mot höga metallhalter ställs ph-värden som under det senaste halvseklet legat på en nivå som knappast kan anses vara anmärkningsvärt låga för regionen, även om de motsvarar svagt sura till nära neutrala förhållanden enligt Naturvårdsverkets bedömningsgrunder för miljökvalitet [Naturvårdsverket, 1999a]. I det följande presenteras dels resultat från de mätningar med mätsond och olika typer av provtagningar som genomförts inom ramen för denna undersökning och dels relevanta resultat från tidigare undersökningar. Inledningsvis presenteras under 3.3.1 data från tidigare undersökningar av det vatten som lämnar Hornträsket genom utloppet via Storkalven. Därefter redovisas data för kvaliteten på vattenmassan i övriga delar av sjön och slutligen data för porvatten och fast material i sjöns sediment. Under rubriken Basparametrar presenteras i första hand data från mätningar med mätsond på olika djup på ett antal punkter i sjön. Dessa mätningar omfattade ph, elektrisk ledningsförmåga (konduktivitet) och syrehalt angivet som mg syre per liter vatten och även som syremättnad i %. Vad gäller metaller har inom ramen för denna undersökning enbart halterna av fria metalljoner i lösning bestämts, dvs. den andel av metallerna som anses vara mest biotillgänglig. Detta har varit möjligt genom att använda sig av passiva provtagare (DGT). 3.3.1 Utloppet - Storkalven Följande data för vattenkvaliteten i sjöns utlopp referar enbart till tidigare undersökningar. Merparten av data härrör från Bolidens egna mät- och provtagningsprogram. Basparametrar - Nuläge och tidigare utveckling ph och alkalinitet ph-värdet i det vatten som lämnar Hornträsket via Storkalven har mätts regelbundet under vissa perioder av Bolidens personal under mer än ett halvsekel med början i januari 1951. Med undantag av några tillfällen med höga värden 1995 och 1996 har de uppmätta ph-värdena legat förhållandevis stabila under alla dessa år med årliga variationer kring ett medelvärde på 6,3 (±0,50), figur 3.7. 9 8 7 ph 6 5 4 1951 1956 1961 1967 1972 1977 1982 1987 1993 1998 2003 Provtagningsdatum Figur 3.7. ph-värdet vid sjöns utlopp mätt under perioden 1951-2002. (Källa: Bolidens provtagningar). Värden över ph 8 uppmätta under 1990-talet ( ) är sannolikt resultatet av felmätningar. 16
Som framgår av Figur 3.7 noterades värden över ph 8 vid ett tillfälle under 1991 och ytterligare några tillfällen under 1995-96. Mot bakgrund av att dessa observationer inte matchas av motsvarande förhöjda alkalinitetsvärden samt att det enligt uppgift från Boliden inte skedde någon kalkning inom området under denna period kan dessa höga mätvärden knappast förklaras med annat än mätfel. Ingen annan mätserie spänner över så lång tidsperiod som Boliden genomfört, men under åren 1998-2002 genomfördes inom ramen för forskningsprogrammet MiMi (Mistra) en studie av metallfastläggning i Vormbäcken-systemet (Sjöblom, 2003). Som referensstation i detta arbete fanns Storkalven vid Hornträskets utlopp. Under perioden maj 1999 till oktober 2000 togs prover vid sex olika tillfällen. Redovisade ph-värden varierar inom intervallet 4,9-6,7, vilket är något lägre än vad som Boliden uppmätt. Som del av ett examensarbete vid Umeå universitet togs prover på fem ställen i Hornträsket i juni 2002 med ett genomsnittligt ph-värde på 6,72 ±0,13 Johansson (2002). Samtliga prover som togs under 1990-talet uppvisade en mätbar alkalinitet. Medelvärdet var 0,067 (± 0, 018) mekv/l, vilket enligt Naturvårdsverkets bedömningsgrunder för miljökvalitet klassas som svag buffertkapacitet. Under 2000-talet låg alkaliniteten i flertalet fall under 0,05 mekv/l (Boliden). Variationen i uppmätta värden är liten sett över åren. Lösta joner Elektrisk ledningsförmåga (konduktivitet) är ett indirekt mått på ett vattens innehåll av lösta joner. I Bolidens provtagningar har konduktiviteten mätts främst från 1990 och framåt. Mycket kraftiga variationer kan noteras under denna period. Vid vissa tillfällen uppmättes relativt höga värden, medan andra mätningar visar på värden som ligger marginellt skilda från de värden som uppmätts under tidigare år. Försurningskänsliga sjöar har låg konduktivitet, i Svealand <3 ms/m och på västkusten <10 ms/m. I mycket sura vatten stiger konduktiviteten igen beroende på att vätejonerna leder ström bra. Orsaken till de höga konduktivitetsvärdena är oklar. Medan vätekarbonat är den dominerande anjonen i naturliga ytvatten spelar sulfat en mycket betydande roll i vatten som påverkas av dränagevatten från områden med sulfidmineral som genomgår oxidation. Av figur 3.8 framgår att det inte finns någon variation i sulfathalten som motsvarar variationerna i konduktivitet. Inte heller kan några uppseendeväckande variationer i alkalinitet observeras under denna period. Även i detta fall är mätfel alternativt felnoteringar en trolig förklaring till stundtals exceptionellt höga konduktivitetsvärden. 17
80 70 Konduktivitet ms/m 60 50 40 30 20 10 0 1971 1973 1976 1979 1982 1984 1987 1990 1993 1995 1998 2001 Provtagningsdatum Figur 3.8 Konduktivitet ( ; ms/m) och sulfathalter ( ; mg/l) i utgående vatten ur Hornträsket. (Källa: Bolidens provtagningar). Kraftigt förhöjda värden ( ) är sannolikt resultatet av felmätningar eller felnoteringar. Såväl Sjöblom (2003), Johansson (2002) och Widerlund et al. (2003) rapporterar sulfathalter som ligger nära Bolidens data för motsvarande perioder. Av figur 3.8 framgår även att sulfathalterna vid utloppet ur Hornträsket uppvisar en ökande trend från mitten av 1990-talet. Detta indikerar att oxidationen av sulfidmineral inom området har ökat under motsvarande period (jmf. kapitel 4.2; reaktion 4-1 och 4-2). Eftersom oxidation av främst järnsulfider dessutom är kopplad till syrabildning (reaktion 4-3 och 4-4) skulle en sänkning av ph kunna förväntas. Det finns dock inget som tyder på en motsvarande sjunkande trend i ph. En sannolik förklaring till de tilll synes motsägelsefulla trennderna är att marken inom avrinningsområdet fortfarande har en betydande syraneutraliserande förmåga. Det är främst karbonatmineral och lättvittrade silikater (reaktion 4-7) som svarar för denna kapacitet att ta hand om de vätejoner som frisläpps p.g.a. oxidationsprocesser. Denna kapacitet kan dock utarmas med tiden. Metaller - Nuläge och tidigare utveckling Boliden har mätt totalhalten av koppar i det vatten som lämnar Hornträsket under två långa tidsserier. Den ena sträcker sig från januari 1951 till maj 1954 och den andra från juni 1971 till dags dato. Fr o m 1971 har även totalhalten av zink ingått i mätprogrammet. Under en lång rad av dessa år låg både koppar- och zinkhalterna på en relativt konstant men hög nivå. För åren 1951-54 rapporteras kopparhalter som i genomsnitt låg på 35 µg/l. De värden som uppmättes under 70- talets inledning låg något lägre (ca 20 µg/l). Kopparhalterna låg sedan nära denna nivå ända fram till 1997 med undantag av åren 1976 78, då betydligt högre halter uppmättes. Från och med den provtagning som genomfördes i februari 1997 och framåt noteras dock en trend av ökande kopparhalter (Figur 3.9). 18
250 200 Cu (ug/l) 150 100 Mycket allvarligt 50 0 1951 1953 1955 1957 1959 1961 1963 1965 1967 1969 1971 1973 1975 1977 1979 1981 1983 1985 1987 1989 1991 1993 1995 1997 1999 2001 2003 Figur 3.9. Totalhalter av Cu i utgående vatten ur Hornträsket (Källa: Bolidens provtagningar). (Källa: Bolidens provtagningar). Medelvärdet av de fyra mätningar som genomfördes 2002 var 144 µg Cu/l. Motsvarande halttrend gäller för zink, figur 3.10. Medelvärdet av de fyra mätningar som genomfördes 2002 var 790 µg /l. 1200 1000 800 Mycket allvarligt Zn (ug/l) 600 400 200 Allvarligt 0 1971 1973 1975 1977 1979 1981 1983 1985 1987 1989 1991 1993 1995 1997 1999 2001 2003 Figur 3.10. Totalhalter av Zn i utgående vatten ur Hornträsket (Källa: Bolidens provtagningar). (Källa: Bolidens provtagningar). 19
I tabell 3.1 sammanfattas utvecklingen fr o m 1989 vad avser koppar- och zinkhalter och ph. Av tabellen framgår även hur de ökande metallhalterna är kopplade till en motsvarande ökning av sulfathalterna. Tabell 3.1 Årsmedelvärden (µg/l) av halterna av koppar, zink och sulfat i utgående vatten ur Hornträsket samt ph. Källa: Boliden. År Cu Zn Sulfat ph 1989 0.015 0.04 6,3 1990 0.011 0.05 6.0 6,4 1991 0.015 0.09 8.0 6,7 1994 0.028 0.16 9.1 6,3 1995 0.020 0.19 7.5 6,7 1996 0.018 0.18 9.0 6,0 1997 0.045 0.25 11.5 6,9 1998 0.083 0.37 10.3 8,0 1999 0.112 0.47 10.3 6,6 2000 0.123 0.57 15.2 6,6 2001 0.125 0.67 14.5 6,2 2002 0.144 0.79 17.5 6,5 En intressant iaktagelse är att förhållandet i halt mellan Cu och Zn är tämligen konstant sett över hela den period då båda metallerna följts, figur 3.11. Normalt har zinkhalterna varit ca 4 gånger högre än kopparhalterna (Cu/Zn = 0,23 ± 0,12). Detta konstanta förhållande bröts dock under en period i slutet av 1970-talet samt vid ett tillfälle under 1980-talet (juli 1989) då kopparhalterna översteg zinkhalterna. Det förtjänar att påpekas att de värden som Boliden har rapporterat är totalhalter, dvs. avser ofiltrerade prover. Den blygsamma andelen av ytvatten i Hornträsket har sannolikt bidragit till att andelen partikelbunden metall i utgående vatten varit låg vi de allra flesta tillfällen. I den provtagning som Widerlund m. fl. genomförde april 2003 noterades liten skillnad i metallhalt mellan ofiltrerade och filtrerade prover. 20
3.00 2.50 2.00 Cu/Zn 1.50 1.00 0.50 0.00 1971 1974 1977 1981 1984 1987 1990 1994 1997 2000 År Figur 3.11. Förhållandet mellan Cu- och Zn-halter i utgående vatten ur Hornträsket under perioden 1971 2002 (Källa: Boliden). I juli 2002 togs prov vid Storkalven inom ramen för ett Georangeanknutet projekt under ledning av Steve Brooks, Natural History Museum, London, UK. De värden som uppmättes i den undersökningen stämmer väl med de som rapporterats av Boliden. Brooks och medarbetare rapporterar bland annat följande: Cu 99 µg/l, Zn 634 µg/l, Cd 1,6 µg/l och As 0,80 µg/l (opublicerde data refererade i Johansson, 2002). Johansson (2002) rapporterar kopparhalter på 103 ± 16 µg/l. Som en del av MiMi-programmet genomfördes vid Storkalven provtagningar vid sex tillfällen under perioden maj 1999 oktober 2000 (Sjöblom, 2003), Tabell 3.2. Rapporterade metallhalter ligger i närheten av de som rapporteras av Brooks och hans medarbetare. Tabell 3.2 Halter av kadmium, koppar, bly, zink och arsenik (µg/l) mätta under en årscykel vid Hornträskets utlopp (Storkalven). Källa: Sjöblom, 2003. Tidpunkt Cd Cu Pb Zn As ph Maj 1999 1,66 142 1,83 543 1,05 5,6 Juli 1999 1,27 104 1,04 456 1,01 6,3 Okt. 1999 1,16 83 0,69 438 0,99 6,7 April 2000 1,55 109 0,84 579 0,86 4,9 Juni 2000 1,36 116 1,10 505 0,84 5,3 Okt. 2000 1,77 145 1,39 704 0,74 6,2 21
3.3.2 Hornträsket vatten I detta kapitel presenteras översiktligt data från den fältundersökning som genomfördes under 2004 inom ramen för uppdraget för denna utredning. Ett urval av resultat från tidigare undersökningar presenteras i textrutor i direkt anslutning till de olika delresultaten. Utförlig dataredovisning ges i bilaga 3. Basparametrar ph: Hornträsket uppvisar en relativt stor variation i ph mellan olika stationer. I de mätningar som genomfördes i april 2004 uppmättes ph 6,06 som ett genomsnittsvärde över alla mätningar ned till 7 meters djup med en standardavvikelse på ± 0,45. En viss genomgående variation med djupet kan också noteras med de högsta värdena 3-4 meter under isen och därefter sjunkande värden mot större djup, figur 3.12. ph 4.0 4.5 5.0 5.5 6.0 6.5 7.0 0.0 2.0 4.0 Djup under is (m) 6.0 8.0 10.0 12.0 14.0 Figur 3.12. ph på olika djup i vattenpelaren. Figuren visar medelvärden för samtliga punkter på respektive djup. Syre och redox: Sondmätningarna visar att hela vattenpelaren är syrerik även under senvåren, en tid på året då många andra sjöar har bottennära vatten som har mycket låga syrehalter eller t o m saknar löst syre. Sondmätningar gjorda i april 2004 visar att bottennära vatten visserligen innehåller mindre syre än vatten högre upp i vattenpelaren, men syremättnaden når endast undantagsvis under 70 %, figur 3.13. Det innebär att redoxpotentialen genomgående ligger på höga positiva värden. 22
Syremättnadsgrad (%) 70 75 80 85 90 95 100 0 2 Djup under isen (m) 4 6 8 10 12 14 Figur 3.13. Syremättnadsgrad på olika djup i vattenpelaren. Figuren visar medelvärden för samtliga punkter på respektive djup. Konduktivitet: Ett vattens elektriska ledningsförmåga, dvs. dess konduktivitet, står i direkt relation till halten lösta joner. Som del av sondmätningarna i april 2004 mättes konduktiviteten på 60 olika stationer. Av dessa nåddes 13 meters djup på 7 stationer. Mätningarna visade en tydlig skillnad i konduktivitet mellan djupa vatten och ytliga vatten (figur 3.14). Mellan 2 meter och 12 meter under isen låg dock konduktiviteten relativt konstant inom intervallet 25 38 µs/cm. Detta mönster är tydligast för punkterna DA2 och DA3, som båda återfinns i Norrsjöns östra del. Däremot saknas den kraftiga ökningen nästan helt i punkterna DA1 och DA4 (Sörsjöns västra del). Den koppling som finns mellan salthalt och vattnets densitet skulle kunna innebära att den kraftiga ökning i konduktivitet som noterades för flera av punkterna under 12 meters djup orsakas av tillflödande grundvatten med hög halt av lösta joner. En annan förklaring kan vara diffussion av lösta joner från sedimenten. Konduktivitet (µs/cm) 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 0 2 4 Djup under is (m) 6 8 10 12 14 Figur 3.14 Elektrisk ledningsförmåga (konduktivitet) på olika djup i vattenpelaren. Figuren visar medelvärden för samtliga punkter på respektive djup. 23
Tidigare undersökningar: Som tidigare nämnts har Hornträskets vattenkvalitet undersökts vid flera tidigare tillfällen. De mest omfattande undersökningarna utfördes i juni 2002 då två studenter vid Umeå universitet genomförde fältstudier för sina examensarbeten samt i april 2003 då Anders Widerlund och hans medarbetare vid Luleå tekniska universitet genomförde en fältprovtagning på Bolidens uppdrag. I det följande redovisas i första hand resultat från dessa arbeten, men även en del ytterligare arbeten citeras. ph: I den undersökning som genomfördes av Widerlund och hans medarbetare i april 2003 uppmättes betydligt lägre ph-värden än i denna undersökning. ph i Norrsjön var relativt låg i hela vattenpelaren, 4,1 4,4. I Sörsjön uppmättes betydligt högre värden med ph 5,5 närmast botten och 6,5 högre upp i vattenpelaren. Som del av sina examensarbeten vid Umeå universitet mätte E. Johansson och C. Halsius ph i vatten från ett till tre ej speocificerade djup på 3 punkter i Norrsjön och 2 punkter i Sörsjön i juni 2002 samt i fyra tillflöden (Johansson, 2003; Halsius, 2003). Ingen signifikant skillnad observerades mellan de båda bassängerna. Medelvärdet av de fem mätningarna blev 6,72 ±0,13. ph-värdena i tillflödena varierade mellan 6,27 och 7,05. Det högsta värdet, 7,05, uppmättes vid utflödet av en bäck till Storkalven (Hornträskets utlopp). Konduktivitet: De mätningar av konduktiviteten i en profil i Norrsjön på fem djup som Widerlund genomförde i april 2003 resulterade i ett genomsnittligt värde på 74 µs/cm. I Sörsjön mättes konduktiviteten på fyra djup med ett genomsnittligt värde på 69 µs/cm (Widerlund et al., 2003). De fann dock liten variation i konduktivitet mellan bottnennära vatten och högre upp i vattenpelaren. Halsius (2002) rapporterar högre konduktivitet i tre provpunkter i Hornträsket mätta juni 2002: 145, 154 respektive 206 µs/cm och fyra bäckinlopp: 233, 124, 125 respektive 169 µs/cm. Brånin et al. (1976) uppmätte i Vormbäcken före sandmagasinet i Kristineberg ett värde på 60 µs/cm. Samtliga värden, frånsett de av Halsius rapporterade, ligger i närheten av vad som anses normalt för sjöar i norra Sverige, 25-50 µs/cm. Löst syre: Från mätningarna i april 2003 rapporterar Widerlund et al. att hela vattenpelaren ned till en meter över sedimenten var väl syresatt i såväl Sörsjön om Norrsjön. Totalt organiskt kol samt fosfor: Medelhalten av totalt organiskt kol (TOC) var i Widerlunds mätningar i april 2003 6,7 mg/l (Sörsjön respektive 7,6 i Norrsjön). Det högsta värdet 10,0 mg/l återfanns i Norrsjöns ytvatten. Något lägre värden rapporteras av Johansson (2002): 5,26 mg/l i en punkt i Norrsjön och 4,90 mg/l i en punkt i Sörsjön. Fosforhalterna är låga. Widerlund et al. (2003) rapporterar som medelvärden för en profil i Norrsjön 4,2 µg/l och en profil i Sörsjön 4,6 µg/l. och Johansson (2002) något lägre värden: 3,6 µg/l (Norrsjön) respektive 3,20 µg/l (Sörsjön). Dock bör noteras att i Widerlunds siffror ingår bottennära punkter med avsevärt högre halter. Dessa värden ligger inom det haltintervall som är representativt för oligotrofa sjöar (Naturvårdsverket, 1999a). 24
Metaller Som kommer att framgå nedan är det främst metallerna koppar, zink och kadmium som förekommer i höga halter i Hornträsket. Dessa rapporteras därför var för sig medan övriga metaller rapporteras under gemensam rubrik. En fullständig redovisning av samtliga analysvärden ges i bilaga 4. I denna rapport relateras uppmätta metallhalter till indelning av tillstånd för förorenat ytvatten enligt Naturvårdsverkets bedömningsgrunder för miljökvalitet (Naturvårdsverket, 1999b). Cu: I stort sett samtliga provtagare placerade i vattenpelaren visar på kopparhalter som bedöms som måttligt allvarliga till allvarliga med ett medelvärde för alla punkter i Norrsjön och Sörsjön på 23,3 (± 11) µg/l. Totalt tre värden under 9 µg/l uppmättes (bottenära vatten i NV Sörsjön; punkt DA4). De allra högsta halterna uppmättes i punkterna DA2 och DA3 (Norrsjön, nära utloppet). Här låg kopparhalterna inom intervallet 180 870 µg/l. I figur 3.15 redovisas analysresultatet av de 60 DGT-provtagare som i april 2004 placerades 0,5 m under isen på olika platser i sjön och vid utloppet. Figur 3.15a Halterna av koppar i ytnära vatten (0,5 m under is) i april 2004. Provtagningspunkter i Hornträskets östra del. Haltintervall enligt Naturvårdsverkets tillståndsklassificering för förorenade ytvatten (jmf. Bilaga 1; Tabell 1). 25
Figur 3.15b Halterna av koppar i ytnära vatten (0,5 m under is) i april 2004. Provtagningspunkter i Hornträskets västra delar. Haltintervall enligt Naturvårdsverkets tillståndsklassificering för förorenade ytvatten (jmf. Bilaga 1; Tabell 1). Utifrån de analysdata som översiktligt presenteras i figur 3.9 har fördelningen av koppar beräknats med hjälp av GIS-program. De höga kopparhalterna i området kring Hornträskgruvan dominerar denna fördelning, figur 3.16. Här bör noteras att beräkningen av den geografiska fördelningen av koppar i ytligt vatten i Norrsjöns östra del nära utloppet påverkas kraftigt av de låga halter som uppmättes för tre av de fyra DGT-provtagare som placerats i utloppet vid Storkalven (jmf. figur 3.15a). Dessa tre värden ligger samtliga 4-5 gånger lägre än medelvärdet för övriga punkter. 26
Figur 3.16 Prediktion av kopparhalter i olika delar av Hornträsket. Figuren baseras på data från provtagning med passiv provtagare (DGT) i ytnära vatten april 2004. Cd: Samtliga 16 stationer med provtagning på större djup än 0,5 meter från ytan höll kadmiumhalter som klassificeras som måttligt allvarliga till allvarliga. Medelvärdet för punkter 0,5 m under ytan var 1,0 µg/l. De högsta värdena uppmättes på större djup. Maxvärden 2,2 µg/l. Minvärde: 0,15 µg/l. Lägst värden uppmättes 0,2 m från botten i punkterna DA3, prov B (Norrsjön, nära utloppet), NV Sörsjön (punkt DA4 (prov A och B). För dessa tre stationer gäller dessutom att järnhalten visade en kraftig ökning närmast botten. Zn: Koncentrationerna av zink är överlag mycket höga. Flertalet av punkterna hade i april 2004 halter som klassas som allvarliga till mycket allvarliga. Av samtliga prov som togs i Norrsjön och Sörsjön var det enbart två som hade måttligt allvarliga halter. Medelvärdet för 61 mätningar på 0,5 m djup var 470 (± 79) µg/l. Lägsta halter i bottennära vatten (0,2 m från botten) uppmättes i punkterna NV Sörsjön (punkt DA4 (prov A och B). De allra högsta värdena (ca 1300 µg/l) uppmättes i punkten DA3A (Norrsjön, nära utloppet). Genom att med GIS-program interpolera mätvärdena från 0,5 m djup kan zinkhalterna över större delen av Hornträsket predikteras, figur 3.17. Prediktionen visar att det förutom området närmast Hornträskgruvan även finns områden i SO Sörsjön och i mellersta Norrsjön med höga zinkhalter. 27
Figur 3.17 Prediktion av zinkhalter i olika delar av Hornträsket. Figuren baseras på data från provtagning med passiv provtagare (DGT) i ytnära vatten april 2004. Övriga metaller: As: Genomgående mycket låga och därigenom mindre allvarliga halter. Som högst 0,16 µg/l i ett bottennära vatten (0,2 m från botten). Tre stationer med halter >0,1 µg/l. Samma stationer har höga järnhalter i 0,2 m från botten. Detbör dock påpekas att de DGT-provtagare som använts i denna undersökning främst är konstruerade med avseende på positivt laddade metalljoner: Det gör att mätvärden för anjoniska ämnen, såsom arsenik, är mera osäkra. Pb: Genomgående mycket låga halter ( 0,3 µg/l). De högsta halterna uppmättes på samtliga djup i punkterna DA2, DA2 och DA3 (Norrsjön, nära utloppet). Blyhalterna låg här inom intervallet 0,4 4,1 µg/l. Fe: Järnhalterna var överlag mycket låga, 3 20 µg/l, vilket är typiskt för syresatta ytvatten. Undantag är de djupaste nivåerna på punkterna DA3 (Norrsjön, nära utloppet) och DA4 (NV Sörsjön, prov A och B). Här uppmättes 0,5 1,6 mg/l. En sådan förhöjning närmast botten indikerar anaeroba förhållanden i sediment och möjligen även vattenpelaren närmast botten. Det finns dock inget i redoxmätningar eller syremätningar i denna punkt som tyder på att så skulle vara fallet. Cr: Krom noterades i mycket låga halter (<0,3 µg/l) i samtliga punkter. Ni: Nickel uppmättes i låga halter i samtliga punkter (0,7 14 µg/l). 28
Resultat av tidigare undersökningar av metaller i Hornträskets vatten Cu: Widerlund et al. (2003) rapporterade kopparhalter från Norrsjön som ligger inom det aktuella haltintervall: 105 µg/l i ytnära vatten och 374 µg/l 5 cm ovanför sedimentytan. I Sörsjön var halterna lägre och utan systematisk variation med djupet: 65-85 µg/l. De förhöjda kopparhalterna nära botten i Norrsjön är sannolikt kopplade till de likaledes kraftigt förhöjda järnhalterna i bottennära vatten. Det är känt att koppar adsorberas relativt starkt till järnoxidhydroxider. En upplösning av denna typ av partiklar p g a reducerande förhållanden i sedimenten medför därför ökade möjligheter för frisläppande av kopparjoner till vattenfasen. Dock visade de sondmätningar av redoxpotentialen som gjordes i april på oxiderande förhållanden i själva vattenpelaren. Johansson (2002) rapporterade i sitt examensarbete om en provtagning i Norrsjön utförd i september 2002 av Kurt Roslund i samarbete med SLU, Uppsala som visade en kopparhalt på 95 µg/l. Cd Sjöblom (2003) rapporterar 1,2-1,8 µg/l vid Storkalven för perioden maj 1999 till oktober 2000. Johansson (2002) rapporterar 1,5 ± 0,1 µg/l. Liknande värden rapporteras av Widerlund et al. (2003). I Norrsjön observerades 1,8 µg/l i ytnära vatten och 3,8 µg/l 5 cm ovanför sedimentytan. För Sörsjön något lägre halter: 1,4 ± 0,5 µg/l. Johansson (2002) rapporterar liknande värden från en provtagning i Norrsjön utförd i september 2002 av Kurt Roslund i samarbete med SLU, Uppsala (1,6 µg/l). Zn: Sjöblom (2003) rapporterar 456-704 µg/l vid Storkalven för perioden maj 1999 till oktober 2000. Johansson (2002) rapporterar 580 ± 80 µg/l. Något högre halter observerades av Widerlund et al. (2003) i april 2003. De fann i Norrsjön ca 860 µg/l i ytnära vatten och 1460 µg/ just ovanför sedimentytan, medan halterna i Sörsjön var mer konstanta med djupet 814 ± 22 µg/l. Johansson (2002) rapporterar liknande värden från en provtagning i Norrsjön utförd i september 2002 av Kurt Roslund i samarbete med SLU, Uppsala (700 µg/l). Pb: Sjöblom (2003) rapporterar högre halter 0,84-1,83 µg/l vid Storkalven för perioden maj 1999 till oktober 2000. I april 2003 uppmättes 0,9 µg/l nära isen och 5 cm över sedimentytan 15,2 µg/l (Widerlund et al., 2003). Samtidigt var halterna i Sörsjön lägre: 0,3 µg/l nära isen och 5,9 just över sedimentytan. Fe: Sjöblom (2003) rapporterar järnhalter 165-302 µg/l vid Storkalven för perioden maj 1999 till oktober 2000. Johansson (2002) rapporterar järnhalter 143 ± 17 µg/l. Widerlund et al. (2003) rapporterar halter mellan 115 µg/l nära isen i Norrsjön och 1510 µg/l 5 cm över sedimentytan. För Sörsjön varierade järnhalten mellan 55 och 86 i större delen av vattenpelaren i Sörsjön men ökade 823 µg/l 5 cm från sedimentytan. As: Sjöblom (2003) rapporterar något högre halter: 0,74-1,05 µg/l vid Storkalven under perioden maj 1999 till oktober 2000. Johansson (2002) rapporterar 0,80 ± 0,06 µg/l. Enligt Widerlund et al. (2003) var halterna hela vattenpelare i Norrsjön 0,8 µg/l frånsett det prov som togs 5 cm över sedimentytan. Här uppmättes 2,42 µg/l. Till skillnad från Cu, Cd och Zn ökade As-koncentrationen kraftigt nära sedimentytan (4,1 µg/l). Johansson (2002) rapporterar liknande värden från en provtagning i Norrsjön utförd i september 2002 av Kurt Roslund i samarbete med SLU, Uppsala (0,8 µg/l). 29
3.3.3 Sediment Metaller porvatten Cu, Cd och Zn uppträder på ett likartat sätt med tydliga haltprofiler i sedimenten. Övriga tungmetaller uppvisar inte samma typer av haltprofil. Redovisningen av metallhalter i porvatten får dock inledas med järn som är en av de mest redoxkänsliga metallerna. Under syrefria, reducerande förhållanden förekommer järn i huvudsak i tvåvärd form (Fe(II)) som lättlösliga Fe 2+ -joner. Under oxiderande förhållanden, dvs. i närvaro av syre, föreligger järn i trevärd form (Fe(III)) och då framför allt i fast fas, främst som svårlösliga Fe-oxidhydroxider. Tröghet i jämviktsinställelse kan dock göra att båda formerna delvis kan förekomma samtidigt. I det följande ges för varje metall exempel på haltprofil i porvatten. En fullständig redovisning av uppmätta halter ges i bilaga 2. Fe: Porvattenprofiler från sediment i provtagningspunkterna DA3 och DA5 visar låga halter av järn i vattenfasen närmast sedimentytan och sedan kraftigt ökande halter nedåt i sedimentprofilen. För punkterna AD1 och DA4 gäller ett något annorlunda mönster. Järnhalterna i ytnära porvatten ligger i allmänhet inom området 20-30 µg/l. För provpunkterna DA3 och DA5 gäller att de högsta halterna av löst järn noteras längre ned i sedimenten: exempelvis vid 10 cm djup var porvattenhalterna i DA3 ca 2200 µg/l och i DA5 ca 800 µg/l (figur 3.18). En sådan haltgradient indikerar mera reducerande förhållanden en bit ned i sedimenten. Sediment från AD1 höll relativt låga halter av järn även längre ned i sedimenten. På 10 cm djup är halten Fe i porvattnet fortfarande endast knappt 50 µg/l. Inte heller DA4 uppvisade ingen tydlig profilering och med högre halter nära sedimentytan (200 400 µg/l) och 100 200 µg/l längre ned i sedimenten (figur 3.18). Fe (µg/l) 0 100 200 300 400 500 600 700 800 900 Djup från sedimentytan (cm) -1.25-0.25 0.75 1.75 2.75 3.75 4.75 5.75 6.75 7.75 8.75 9.75 10.75 11.75 12.75 DA4 DA5 Figur 3.18 Porvattenprofil för Fe i sediment från Sörsjöns nordvästra del (DA4) och mellersta Norrsjön (DA5). Cu: Högsta halterna noteras för samtliga profiler i porvattnet närmast sedimentytan och i vattnet närmast ovanför sedimentet. Lägsta halterna i punkterna DA4 och DA5 med 4,4 6 µg/l i ytnära porvatten och 0,8 och 2,5 µg/l vid 10 cm (figur 3.19). Högsta halt vid sedimentytan uppvisade AD1 (SÖ Sörsjön; 28 µg/l) följt av DA3 (Ö Norrsjön nära Hornträskgruvan; 16 µg/l). Intressant att notera är att porvattenhalterna i sedimenten ligger klart under halterna i vattenpelaren. Exempelvis var koncentrationen av koppar 0,5 m ovanför sedimentytan i punkten DA3 98 µg/l medan koncentrationen på 3 cm djup i sedimenten var ca 12 µg/l. 30
Cu (µg/l) 0 5 10 15 20 25 30 35 40 Djup från sedimentytan (cm) -1.25-0.25 0.75 1.75 2.75 3.75 4.75 5.75 6.75 7.75 8.75 9.75 10.75 11.75 12.75 AD1 DA3 Figur 3.19 Porvattenprofil för Cu i sediment från SÖ Sörsjön (AD1) och Ö Norrsjön (DA3). Cd: Även för kadmium gäller att porvattenhalterna är högst närmast sedimentytan och i vattnet närmast ovanför sedimentet (Figur 3.20). Lägst halt håller porvattnet i DA4 (NV Sörsjön) med 0,07 µg/l i ytnära porvatten och 0,01 µg/l på 10 cm djup. Högst halt i AD1 (SÖ Sörsjön), ca 1 µg/l nära sedimentytan och 0,1 0,2 µg/l på 10 cm djup. Halterna i DA3 och DA5 (Ö Norrsjön) ligger i intervallet mellan dessa punkter. Även för Cd gäller att halterna i sedimentens porvatten är lägre än halterna i vattenpelaren ovanför. Cd (µg/l) 0.00 0.20 0.40 0.60 0.80 1.00 1.20 1.40 Djup från sedimentytan (cm) -1.25-0.25 0.75 1.75 2.75 3.75 4.75 5.75 6.75 7.75 8.75 9.75 10.75 11.75 12.75 AD1 DA3 Figur 3.20 Porvattenprofil för Cd i sediment från SÖ Sörsjön (AD1) och Ö Norrsjön (DA3). Zn: Porvattenprofilen för zink visar samma bild som för Cu och Cd med de lägsta halterna i AD1 och de högsta i DA4. Här är spännvidden i porvattenhalt nära sedimentytan större än för Cu och Cd; från 0,25 µg/l (DA4) till ca 1000 µg/l (AD1). Vidare observeras samma tydliga sjunkande haltgradient mot djupet i sedimenten (Figur 3.21). För zink gäller att halterna i sedimentens porvatten ligger på samma nivå som halterna i vattenpelaren ovanför. 31
Zn (µg/l) 0 200 400 600 800 1000 1200 Djup från sedimentytan (cm) -1.25-0.25 0.75 1.75 2.75 3.75 4.75 5.75 6.75 7.75 8.75 9.75 10.75 11.75 12.75 AD1 DA3 Figur 3.21 Porvattenprofil för Zn i sediment från SÖ Sörsjön (AD1) och Ö Norrsjön (DA3). Övriga metaller Pb: Haltprofilerna för bly avviker tydligt från de som gäller för koppar, kadmium och zink. Punkterna AD1 och DA4 uppvisar ingen tydlig haltgradient med djupet (Figur 3.22). För DA3 och DA5 gäller dock att blyhalterna visar en ökning nedåt i sedimenten. Halterna i ytnära sediment varierade mellan 0,04 och 0,3 µg/l. Pb (µg/l) 0.0 0.1 0.2 0.3 0.4 0.5 0.6 0.7 Djup från sedimentytan (cm) -1.25-0.25 0.75 1.75 2.75 3.75 4.75 5.75 6.75 7.75 8.75 9.75 10.75 11.75 12.75 AD1 DA3 Figur 3.22 Porvattenprofil för Pb i sediment från SÖ Sörsjön (AD1) och Ö Norrsjön (DA3). As: Även för arsenik är det svårt att påvisa någon tydlig haltprofil. Porvattnen i ytnära sediment höll 0,02 0,1 µg/l. Variationen mellan olika djupnivåer var för flera av profilerna stor. Även här bör det påpekas att analysosäkerheten vad gäller arsenik är större än för övriga metaller som förekommer i katjonisk form, dvs har positiv laddning. 32
Resultat av tidigare undersökningar av porvattenhalter av metaller i Hornträskets sediment Fe: I den undersökning som Widerlund och medarbetare genomförde 2003 låg halterna av järn i porvattnet i Norrsjöns sediment på samma nivå som halterna i punkten DA3. Sedimenten i Sörsjön höll dock betydligt högre halter i sitt porvatten vid Widerlunds provtagning, t ex 8570 µg/l på 3,5 cm djup. Cu: Widerlund et al. (2003) rapporterar för sin profil tagen i Norrsjön högre halter än ovanstående; 92,5 µg/l nära sedimentytan och 52,7 µg/ på 5,5 cm djup i sedimenten. Sörsjön 13,2 µg/l vid ytan och 12,0 µg/l på 5,5 cm djup. Cd: Widerlund et al. (2003) redovisar för Norrsjön högre porvattenhalter än ovanstående nära ytan (1,89 µg/l) och på 5,5 cm djup (0,23 µg/l). För Sörsjön redovisas dock lägre halter: 0,12 µg/l vid ytan och 0,019 µg/l på 5,5 cm djup. Zn: Widerlund et al. (2003) rapporterar för Norrsjön 648 µg/l nära ytan och 317 µg/l på 5,5 cm djup. Även här 187 µg/l vid ytan och 16,3 µg/l på 5,5 cm djup. Pb: Även Widerlund et al. (2003) noterar att det inte finns någon entydig trend vad gäller halterna av bly i sedimentens porvatten. I profilen från Norrsjön var halterna högre nära sedimentytan (0,95 µg/l på 0,5 cm djup) än på motsvarande djup i Sörsjöprovet, men på större djup var halterna mer lika. Överlag var halterna i 2003 års undersökning betydligt högre än vad som framkom från undersökningen 2004. As: Denna brist på tydlig halttrend återfinns även i Widerlunds undersökning. Liksom för bly fann Widerlund och hans medarbetare betydligt högre halter i sin provtagning än vad som kan rapporteras från denna undersökning med 0,57 µg/l (Norrsjön) och 0,269 µg/l (Sörsjön) nära ytan. Störst skillnad mellan de båda undersökningarna kan dock noteras för större djup där halterna på några centimeters djup i 2003 års undersökning nådde så högt som 414 µg/l (Sörsjön). I provtagningen i april 2004 noterades inte högre halter än några tiondels µg/l. Metaller fast sediment I samband med den stora provtagnings- och sondmätningskampanjen i april togs sedimentprov med kajakprovtagare på de djupaste punkterna (ca 14 14,5 m djup) i närheten av DA3 och DA5. Sedimenten var mörkt bruna och mycket vattenrika med en vattenhalt på ca 92 %. Inaskning vid 550ºC resulterade i en LOI (loss on ignition) på 33 42 %, vilket indikerar ett högt innehåll av organiskt kol. Detta betyder att en avsevärd provvolym skulle behövas för att erhålla tillräcklig mängd fast fas för metallanalys. Det bedömdes därför inte vara möjligt att skiva proverna tillräckligt tunt för att uppnå en tillfredsställande upplösning i djupled. Inga fastfasanlyser blev därmed utförda på dessa prover. Vid sin fältprovtagning i april 2003 tog Widerlund och medarbetare (2003) en sedimentpropp i Norrsjön på ca 13 meters djup och en propp i Sörsjön på 11 meters djup. Båda propparna hade tillräcklig torrsubstanshalt för att kunna skivas i fält i 1-2 cm tjocka skivor. Överlag rapporteras höga till mycket höga metallhalter (Tabell 3.3). 33
Tabell 3.3. Klassificering av metallhalter i ytsediment (0-1 cm) i Hornträsket från provtagning gjord av Widerlund och medarbetare i april 2003. Klassificering enligt Naturvårdsverket (Naturvårdsverket, 1999b). Tabell ur Widerlund et al., 2003. Element Norrsjön Sörsjön As Mycket hög Mycket hög Cd Hög Hög Cu Mycket hög Mycket hög Hg Måttligt hög Hög Ni Måttligt hög Måttligt hög Pb Hög Måttligt hög Zn Hög Mycket hög Halterna i fast fas av Cu, Cd, Zn, Pb, Hg och As var i båda fallen högst i sedimentens översta delar. För Cu och Pb var det i sedimentens översta centimeter som de högsta halterna återfanns. I provet från Norrsjön observerades dock de allra högsta halterna av As, Cd, Hg och Zn på ca 5-7 cm i sedimentet. Detta haltmaximum sammanfaller med ett motsvarande maximum för Fe vid 5 cm djup. Den gradient i porvattenhalter av järn som framgår av figur 3.18 med ökande halter längre ned i sedimenten indikerar att de ytliga sedimenten till viss del kan vara oxiderade medan det råder mera reducerande förhållanden på större djup. Detta stämmer väl överens med att utfällningar av järnoxidhydrider observerades i de allra översta centimetrarna av de sediment som provtogs i april 2004 och det maximum i Fe-halt i fast sediment vid 5 cm djup som rapporterades av Widerlund et al. (2003). Ingen lukt av svavelväte kunde noteras i samband med provtagningen i april 2004, vilket understryker att redoxnivån inte var tillräckligt låg för att löst sulfat skulle reduceras till vätesulfid. Intressant är att även halten av arsenik i fast sediment var mycket hög i toppsedimenten (Widerlund et al., 2003). Detta i kombination med låga porvattenhalter av As ger ytterligare stöd för slutsatsen att de ytliga sedimenten är oxiderade. Arsenik har en väldokumenterat stark benägenhet för sorption till järnoxidhydroxider. Upplösning av dessa mineral under reducerande förhållanden brukar resultera i kraftigt ökande porvattenhalter av As. Ingen av de sedimentproppar som togs av Widerlund med medarbetare vårvintern 2003 hade någon tydlig varvighet. Ett delprov av sediment från Sörsjön daterades med radioisotopanalys vid Forskningscenter Risø, Danmark. Dateringen var dock inte okomplicerad. Den viktigaste slutsatsen var att sedimentationshastigheten i Hornträsket är mycket låg, sannolikt under 1 mm per år. Osäkerhet råder om till vilken utsträckning sedimenten är omblandade. De djupaste proverna (april 2004) är med största sannolikhet tagna på ackumulationsbottnar medan prover från lägre djup kan vara tagna på s.k. transportbottnar, dvs. bottnar med instabila sediment som kan förflyttas till större djup vid tillfällen med stark cirkulation i samband med kraftiga vindar under främst hösten. 3.4 Resultat av mark- och grundvattenundersökningar 3.4.1 Resultat av tidigare gjorda undersökningar I syfte att utreda markens mineraliseringsgrad inom avrinningsområdet studerades och sammanställdes resultat av äldre markundersökningar genomförda mest i prospekteringssyfte. Dessa undersökningar kompletterades med egen undersökning av avrinningsområdets jordarter berggrunden och grundvatten. 34
Resultat av Bolidens prospekteringsundersökningar presenteras i figur 3.23. Av denna undersökning framgår att berggrunden inom avrinningsområdet innehåller höga halter av tungmetaller främst zink, koppar och bly. Enligt Naturvårdsverket s klassifikation av tillstånd klassas sådana metallhalter i mark som måttliga till mycket allvarliga. Figur 3.23 Karta över prospekteringsborrhål inom avrinningsområdet. Källa: Boliden. SGU:s undersökningar av morän och organiska jordarter som presenteras i figur 3.24 gav sammanfattningsvis följande resultat. Ingen av de ytmoränprov inom avrinningsområdet (5 prov) hade metallhalter som översteg gränsen mindre allvarligt. 35
A B Figur 3.24a, b Metallhalter i ytmorän inom avrinningsområdet klassade enligt SNV tillståndsriktvärden för förorenad mark. A) Cu; B) Cd. Källa: SGU Malå. 36
C Figur 3.24c Metallhalter i ytmorän inom avrinningsområdet klassade enligt SNV tillståndsriktvärden för förorenad mark. C) Pb. Källa: SGU Malå. Undersökning av organiska jordarter visade däremot höga tungmetallkoncentrationer inom de av organiska jordarter dominerade områden, figur 3.25. Av 129 prov tagna inom avrinningsområdet hade 23% Cu-halter, 17% Zn-halter, 23% As-halter och 21% Pb-halter som enligt Naturvårdsverket s tillståndsbedömning av mark klassas som allvarligt och 9% Cu-halter, 5% Znhalter, 41% As-halter och 2% Pb-halter motsvarande mycket allvarligt. 37
A B Figur 3.25a,b Metallhalter i organiska jordarter inom avrinningsområdet klassade enligt SNV tillstånds riktvärden för förorenad mark. (A: Cu; B: Pb) Källa: SGU Malå. 38
C D Figur 3.25c,d Metallhalter i organiska jordarter inom avrinningsområdet klassade enligt SNV tillstånds riktvärden för förorenad mark. (C: As; D: Zn) Källa: SGU Malå. 39
3.4.2 Resultat av föreliggande undersökning I syfte att komplettera de tidigare gjorda markundersökningarna valdes åtta borrhål för undersökning av jordarternas och berggrundens innehåll av tungmetaller samt för testning av grundvattnets kemiska egenskaper. Borrhålen är placerade främst med hänsyn till avrnningsområdets berggrundsvariationer. Undersökningens resultat presenteras i tabell 3.4 och figur 3.26 Tabell 3.4. Sammanställning av tungmetallhalter i berggrunden, jordarter och grundvatten inom avrinningsområdet. Röd text: överstiger gränsen för mycket känslig mark. Fet röd text: överstiger gränsen för allvarligt tillstånd. Max. halt mg/kgts Lokal As Cu Cd Zn 1 6,15 11,8 0,1130 239 2 41,3 5,3 0,0596 42,1 3 45,6 37,4 1,06 2930 4 6,9 10,4 0,0969 39,8 5 7,9 12,2 0,147 54,1 6 13,2 206,0 1,16 362 7 16,2 14,0 0,3050 67,8 8 8,8 11,5 0,1280 32,4 Figur 3.26 Karta över lokaler för markprovtagning. I överensstämmelse med de tidigare genomförda undersökningarna visade GeoEnvix undersökning höga till mycket höga halter av Zn, Cd, As, Cu och Pb både i jordarter och berggrunden på flera ställen inom Hornträskets avrinningsområde. Metallhalterna i grundvatten visade sig vara lägre än väntat. Bara tre av proven visade metallhalter som kan betraktas som höga 40
eller mycket höga. Förklaringen till de tämligen låga metallhalterna i grundvattnet kan vara att det ytliga grundvattnet var påverkat av ytvattnet under den regniga sommaren. 3.4.3 Undersökning av Hornträskgruvan och Rävlidmyrgruvan Vid pumpning av grundvattenrör vid Hornträskgruvan var avsänkningen vid en pumpkapacitet på ca 10-30 l/min liten, av storleksordningen 0,1-0,3 m vilket tyder på ett mycket grovt och permeabelt material. Metallhalterna i grundvattnet vid Hornträskgruvan har varit varierande i de olika rören men genomgående höga och i nivå med tidigare mätningar. Två huvudsakliga utflöden i form av källor har konstaterats, ett väster om det igenfyllda dagbrottet och ett i norra delen av det avbanade området, figur 3.27. Källan väster om det fyllda dagbrottet mynnar ut i en våtmark som dräneras av en bäck som kommer från myrmarker väster om Hornträskgruvan. Källan i norra delen av det avbanade området som på kartan kallas gula källan på grund av de gulröda järnfällningar som bildas vid utflödet rinner direkt ut i sjön. HORNTRÄSKET Rött ytsediment indikerande grundvattenutströmning Vass Grundvattenkälla o37 o18 o5 o1 o46 o3 o52 o17 Väg o 7 o0,1 o248 o60 o0,6 o o59 57 o414 "Gula källan" obeväxt område o 57 observationspunkt med Zn-halt i mg/l 100 m Figur 3.27. Zinkhalter i grundvattenrör och källor vid Hornträskgruvan i juni 2004. Vid ett tillfälle i oktober mättes flöde och halt både i källan väster om dagbrottet och i den mottagande bäcken, figur 3.28. Det visade sig då att transporten var ca 25 % lägre i bäcken än i källan vilket betyder att på den relativt korta sträckan, ca 20 m från källan ut i bäcken ägde en påtaglig metallretention rum. Detta styrker idén att anlägga ett biofilter i form av en våtmark mellan gruvan och sjön. 41
Figur 3.28 Flödesmätning i bäck vid Hornträskgruvan. Alla större bäckar runt sjön provtogs i deras utlopp i juni (bilaga 1; figur 1). Två av dessa hade måttligt förhöjda zinkhalter, nämligen bäckarna som kommer in i västra delen av sjön vilka bägge hade 0,30 mg Zn/L. Längs efter en bäck som kommer från ett metasedimentområde norr om sjön har två enkla grundvattenrör slagits ned för hand. Bägge hade förhöjda zinkhalter, som högst 0,83 mg/l. I bäcken har sediment provtagits som haft extremt höga arsenikhalter 3.5 Lokalisering av utsläppskällor I förslag till genomförande av miljöteknisk undersökning av sjön Hornträsket redovisades eventuella orsaker som kunde leda till sjöns nuvarande tillstånd. Som möjliga källor till ökande metallhalter i Hornträsket nämndes: ökad utlakning av tungmetaller från omgivande marker genom skogsavverkning, markberedning och dikning utlakning av tungmetaller från bottensediment p.g.a. syreförbrukande nedbrytning av organiskt material vilket leder till att järn- och manganhyroxider/oxider till vilka tungmetaller fastlagts löses upp påverkan genom gruvverksamhet via läckage av yt- och grundvatten från nedlagda, vattenfyllda dagbrott, upplag och underjordiska gångar en kombination av dessa faktorer Genom syntes av undersökningsresultat erhållna både från tidigare undersökningar och från den aktuella undersökningen kunde de sannolika utsläppskällorna identifieras och utvärderas. De undersökningsresultat som var av största betydelse för lokalisering av utsläppskällor var följande: hydrologiska beräkningar av Hornträskets vattenomsättning visade att över åttio procent av sjöns vatten utgörs av grundvatten. Detta indikerar att grundvattenutströmning från marken och de nedlagda dagbrotten kan vara de viktigaste källorna 42
bottensedimentundersökning och tämligen hög syremättnad vid Hornträskets botten under vinterperioden talade emot att bottensediment är en källa för de ökande tungmetallhalterna markundersökningar visade höga halter av Cu, As, Zn, och Cd i berggrunden och jordarter. Mycket höga halter konstaterades i organiska jordarter som tillsammans med morän dominerar avrinningsområdets lösa avlagringar inom avrinningsområdets mark bedrivs rationellt skogsbruk med kalavverkning, markberedning och dikning. Studium av kronologiskt tagna flygbilder från 1970, 1980 och 1990 samt muntlig information från skogsvårdsstyrelsen visade att avverkningen och dikningen var särskilt intensiv 1987 0ch 1988 de låga grundvattennivåerna under 80-talet och högt grundvattenstånd under slutet av 90- talet korrelerar väl med de under slutet av 90-talet och under 2000 ökande halterna av Cu, Zn och Cd uppmätta vid sjöns utlopp systematisk undersökning och analys av Hornträsk- och Revlidmyrdagbrottens grundvatten i både observationsrör och utströmningsområden gav klar indikation på att det nedlagda och efterbehandlade Hornträskdagbrottet är en betydande källa för ökning av tungmetaller i sjön metallballansberäkningar indikerar starkt att de viktigaste tungmetallkällorna är Hornträskdagbrottet och utsläpp från avrinningsområdets mark. Summering av alla resultat och observationer ger stark indikation på att de viktigaste utsläppskällorna är dels avrinningsområdets mark och Hornträskdagbrottet. De mycket höga halterna av Cu, Zn och Cd konstaterade i Norrjöns östra del (vid utloppet) uppstår med stor sannolikhet genom addition av de två ovannämnda källorna. Beträffande ursprung av de enskilda metallerna kan man anta att kopparns viktigaste källa är Hornträskdagbrottet eftersom de organiska jordarterna har förmåga att binda fast koppar. När det gäller zink och kadmium är båda källorna av ungefär samma betydelse för de i Hornträsket konstaterade koncentrationerna. 3.6 Beräkning av metallbalansen i Hornträsket 3.6.1 Metallbudget Ett försök har gjorts att ställa samman en metallbudget för Hornträsket, tabell 3.5. Det bör redan nu framhållas att denna är kvalitativ och baseras på få och osäkra data. De faktorer som beaktats är: Export från sjön till Vormbäcken Inflöden från diken och bäckar vid gruvor Sedimentation i sjön Som restpost får man då inflöden från icke-gruvpåverkade områden. Där är halterna låga men vattenmängderna stora och varierande. Att dessa bidrar med metaller kan beläggas med enstaka förhöjda halter av metaller, främst zink och förhöjda halter i organiska bäcksediment som karterats av SGU. Vi har själva tagit ett antal prov av minerogena sediment, bl a järnfällningar som visat höga halter av arsenik men även av zink och koppar. 1. Under de senaste två åren har halterna pendlat runt 0,65 mg/l Zn och 0,10 mg/l Cu. 2. En genomsnittlig avrinning på 400 mm (Anna Kjellin, hydrologen, UU) ger utflödet av Zn och Cu 43
3. Sedimentationen i sjön kan grovt beräknas ur medelhalter i sediment (1000 mg/kg Zn; 150 mg/kg Cu), sedimentationshastighet (1 mm/år) och torrvikt/volym (0,2 g/cm 3 ) samt sjöytan (655 ha) En utförligare redovisning av metallhalter inom avrinningsområdet lämnas i bilaga 5. Tabell 3.5. Kvalitativ metallbudget för Hornträsket samt transport från gruvor enligt Eriksson (2004) Zn kg/år Cu kg/år Zn kg/år Cu kg/år Utflöde till Vormbäcken -9400-1400 Sedimentation -1300-200 Hornträskgruvan +4200 +1300 Rävlidmyrgruvan +300 +70 Läckage från mark ~6200 ~200 +6000 * +1000 * * transport från Hornträskgruvan och Rävlidmyrgruvan enligt Eriksson (2004). Ovanstående data baserar sig på 4-6 flödes- och haltmätningar under perioden juni till november 2004. Utflödet baseras på 400 m avrinning enligt hydrolog Anna Kjellin och är ett medelvärde omkring vilket stora variationer förekommer beroende på aktuell nederbörd. Sedimentationen är sannolikt något överskattad, 5 mm/år är mycket men är den uppgift som lämnas i LTU-rapporten. Utflödet från gruvorna är sannolikt större då mätningar vid snösmältningen saknas. Enligt budgeten finns det andra källor för zink utöver gruvorna. I bäckar har 0,1-0,3 mg/l påträffats och i grundvatten med upp till 0,83 mg/l Zn. Granlundagruvan är en liten källa då ingen ytavrinning sker och en torvmosse ligger nedströms. Provtagning av grundvattenpöl nära mosskanten ca 200 m från gruvan visade ingen detekterbar halt. För koppar tycks gruvorna vara en huvudsaklig källa men det finns höga halter i bäcksediment annorstädes. Koppar binds i hög grad till humus. Det ska framhållas att budgeten är högst osäker och att de främsta slutsatser som kan dras från den är att Hornträsgruvan ger ett stort bidrag till sjöns metallhalt samt att det särskilt för zink och kadmium även föreligger andra källor. Sammanfattningsvis kan man säga att trots de mycket osäkra metallballansberäkningarna indikerar resultaten att en mindre del, ca 38%, av Zn-läckaget har sitt ursprung i Hornträskgruvans dagbrott medan resten sannolikt har sitt ursprung genom läckage från marken. Ungefär samma bild kan man förvänta sig beträffande Cd. När det gäller koppar svarar gruvan för större delen av läckaget eftersom marken har förmåga att effektivt binda koppar. För att få underlag med bättre tillförlitlighet för metallbalansberäkningar krävs det längre mätserier. 3.6.2 Alternativ metallbudgetberäkning Metaller i vattenvolymen i sjön och jämförelse med mätta inflöden De metallhalter som uppmättes i sjön under isbelagda förhållanden under våren 2004 kan användas för att beräkna metallinnehållet i sjövolymen eller delar av denna. Om omsättningstiden beräknas på basis av en årlig avrinning på 400 mm kan man beräkna hur stort inflöde av metaller som krävs för att ge de halter som uppmätts. Detta kan i sin tur jämföras med de preliminära värden som anges i avsnittet 3.6.1. Detta ger en oberoende uppskattning. Hornträsket har delats upp i två delar, Sörsjön och Norrsjön. Omsättningstiden har beräknats för Sörsjön och för hela sjön. 44
Tabell 3.6. Budgetering av metalltransporter med hjälp av vattenvolymer och halter på 50 cm djup vid provtagningen vårvintern 2004. Del av sjön Volym X10 6 m 3 Årlig tillrinning x10 6 m 3 Omsättning År Medianhalt µg/l Årligt Me-inflöde kg/år Uppmätt Me-inflöde kg/år Markläckage kg/år Sörsjön - Zn 18,115 5,648 3,20 462 2500+670* 300 2870 Hela - Zn 30,256 12,766 2,36 462 5920+1300* 4500 2720 Sörsjön - Cu 18,115 5,648 3,20 17 100+100* 70 130 Hela - Cu 30,256 12,766 2,36 23 300+200* 1370 litet * avser sedimentation i respektive delar av sjön Sedimentation har lagts till den metallmängd som beräknats som inflöde på basis av omsättningstid och metallhalt i vattenmassan. Det som sedimenterar måste ha tillförts från avrinningsområdet och sedan försvunnit ur vattenmassan varför summan utgör tillförsel från avrinningsområdet. Som framgår av tabell 3.6 är inflödet av zink till Sörsjön 3170 kg/år vilket skall jämföras med den uppmätta transporten från Rävlidmyrgruvan på 300 kg/år. Denna stora skillnad kan till mindre del bero på en underskattning av transporten från Rävlidmyrgruvan men den större delen torde bero på uttransport från övrig mark. Det är särskilt bäcken nordost om Rävlidmyrgruvan som kan vara en stor källa. Johansson (2003) uppmätte 568 µg/l Zn i denna bäck. Eftersom det område som denna bäck avvattnar är ett av de större avrinningsområdena runt Hornträsket, kan enbart denna bäck föra ut storleksordningen ca 1000 kg/år. I denna bäck har SGUs bäcktorvanalyser visat höga halter eller > 3500 mg/kg. För hela sjön indikerar beräkningen ett inflöde på ca 7220 kg/år varav hälften eller 4500 kg/år skulle utgöras av tillflöden från Rävlidmyrgruvan och Hornträskgruvan. Diskrepansen gentemot tabell 3.5 beror på att den halt för utflödet till Vormbäcken som använts för budgeteringen i tabell 3.5 är högre än den halt som observerats i sjön. Uppenbarligen är halterna i sjunkande vilket framgår av t.ex. diagram 4.4. För koppar indikerar beräkningarna att ytterligare inflöden av storleksordningen 130 kg/år finns i Sörsjön. För hela sjön däremot är uttransporten från gruvorna större än den som beräknats på basis av halten i sjövattnet under vårvintern 2004. Detta torde bero på att koppar från Hornträskgruvan transporteras ut med ett surt vatten med höga halter av järn. När detta vatten neutraliseras vid utflödet i sjön fälls järnet ut som järnhydroxider. Dessa utgör utmärkta adsorbenter för koppar och även för zink (Palmqvist m fl. 1997). En betydande del av kopparn och en viss del av zinken torde härigenom överföras från vattenfas till partikulär fas och därigenom transporteras till sjösedimenten strax utanför Hornträskgruvan. Det finns högst sannolikt inflöden av zink från Norrsjöns nordstrand där bl a grundvatten har uppmätts med upp till 0,83 mg/l Zn. I samma område har SGU uppmätt höga halter av zink och arsenik i bäcktorv och denna undersökning har funnit upp till 4600 mg/kg As. Denna, relativt budgeteringen i avsnitt 3.6.1, oberoende beräkning styrker intrycket att gruvorna inte är den enda källan av betydelse för metaller i sjön. Tre olika uppskattningar av metallbudget och utflöde av metaller till sjön har presenterats: 1. budget på basis av uppmätta flöden från gruvområden, uppskattad sedimentation och utflöde till Vormbäcken 2. Nils Erikssons uppskattning av utflöde från gruvor 3. sektionering av sjön och beräkning på basis av analyser gjorda under vårvintern 2004 45
Alla tre uppskattningarna har stora osäkerheter genom ett litet dataunderlag. Två förhållanden framgår dock klart, de visar flöden av samma storleksordning från gruvområden respektive mark och de visar att andra källor än gruvområdena bidrar väsentligt till metallhalterna i sjön. Detta gäller särskilt zink av vilken metall ca 50-60 % verkar komma från andra källor än Rävlidmyrgruvan och Hornträskgruvan. För koppar utgör gruvorna en relativt större källa men även för koppar tycks det speciellt i Sörsjön finnas markkällor. Utöver de två beräkningsmetoder som använts i denna undersökning styrker de höga halter av zink (>3500 mg/kg) som SGU funnit vid bäcktorvanalyser förhållandet att marken bidrar med i synnerhet flödet av zink till sjön. Mobilisering av metaller kan ha skett genom dikning och klimatfluktuationer. Dikning i mycket stor utsträckning förekom under 1980-talet. Den oxidation av sulfider som detta åstadkommit kan ha manifesterats först sedan en högre grundvattenyta (fig. 4.3) under senare delen av 1990-talet sköljt ut metaller i likhet med vad som skett vid gruvområden. 3.6.3 Svavelsyraproduktion i avrinningsområdet Sulfathalten i avrinnande vatten är ca 18 mg/l. 3 mg/l utgör bakgrund som luftdeponerat. Resterande motsvarar med 400 mm avrinning ca 200 ton H 2 SO 4 /år. Detta i sin tur motsvarar ca 200 ton CaCO 3 /år för neutralisering. En stor del av den producerade svavelsyran är emellertid neutraliserad redan innan den når sjön. Det gäller särskilt diket från Rävlidmyrgruvan som har ett ph på ca 5,5, på gränsen till att ha bikarbonatalkalinitet. Det är främst Hornträskgruvan som avger ett surt och därför metallhaltigt vatten till sjön. En kombination av tre åtgärder kan förbättra situationen: 1. Minskning av oxidation genom höjning av grundvattenytan 2. Neutralisering med mesakalk 3. Våtmark med sulfatreduktion 3.7 Biologiska undersökningar 3.7.1 Inventering av Hornträskets bestånd av fisk Provfiske med översiktsnät har genomförts tidigare i Hornträsket vid två tillfällen; 1977 av Institutet för vatten och luftvårdsforskning (IVL 1978) och 1983 av Fiskeriverket (Fiskeriintendenten övre norra distriktet, 1984). Vid provfisket 1977 fångades 4 arter (abborre, gädda, sik och elritsa). Vid fisket 1983 fångades ingen gädda och elritsa (tabell 3.7). Vid båda dessa tillfällen bedömdes fiskbeståndet som förhållandevis normalt för denna typ av sjö och ingen markant avvikelse mot övriga sjöar i regionen kunde noteras. Beståndet av sik bedömdes vara jämförelsevis bra och åldersstrukturen hos abborre normal. Metallhalter analyserades i abborre och gädda 1977 och i abborre 1983. Inga onormalt höga halter noterades. Tabell 3.7. Inventering av fiskbestånden i Hornträsket med översiktsnät. Resultat från tidigare och föreliggande undersökning redovisas. I tabellen ges värden på antal fångade fiskar, samt vikten på dessa, i förhållande till antalet ansträngningar (antal nätnätter). Endast förekomst X. Undersökning Antal nät Aborrre antal Gädda antal Sik antal Elritsa antal Abborre kg Gädda kg IVL 1977 1 15 5,50 0,47 2,13 X 0,14 0,17 0,39 Fiskeriverket 2 15 2,80 0,00 3,60-0,11 0,00 0,44 1983 Fiskeriverket / Geoenvix AB 2004 147 0,13 0,00 0,00-0,014 0,00 0,00 1 IVL 1978, 2 Fiskeriintendenten övre norra distriktet, 1984. Sik kg 46
I föreliggande undersökning nyttjades 147 nät fördelade på 48 lokaler väl spridda över sjön vilket motsvarar en betydligt större insats än vid tidigare undersökningar. Fördelningen av nät under provfisket framgår av figur 2.5. Totalt fångades 18 abborrar vilket motsvarar 0,13 per nät. Inga andra arter fångades (tabell 3.7). Fisk fångades på nio av de 48 lokalerna. Åtta fjolårsungar (1+) påträffades, på tre av lokalerna, varav 5 st fångades i västra änden av Norrsjön (figur 3.29). Ålderbestämning av de fåtaliga abborrarna har ännu inte genomförts, men enligt Fiskeriverkets personal fanns de flesta ålderskategorier representerade. Det fanns inte heller några uppenbara tecken på att fiskarna skulle vara i dålig kondition. I jämförelse med de tidigare undersökningarna blir slutsatsen att Hornträskets bestånd av fisk är idag mycket magert. Sik saknas helt och av abborre återstår endast en liten del av det forna beståndet. Figur 3.29. Antal abborrar som fångades per nät i vid provfisket i Hornträsket hösten 2004. Vid 10 tillfällen under tiden 1983-2003 har provfiske med elström genomförts i Vormbäcken vid utloppet från Hornträsket. Lokalen ligger uppströms Kristinebergsgruvans sandmagasin och bör endast påverkas av vatten från Hornträsket. Vid 3 av dessa 10 tillfällen (1993, -94 och -95) fångades några enstaka abborrar. Inga andra arter har påträffats (för referens se Hushållningssällskapet 2004). Vattnet är starkt strömmande på lokalen och den har bedömts som lämplig för arter som t.ex. öring och stensimpa. Förekomsten av abborre i mitten av 90-talet är något förvånande och det är troligt att de få individer som påträffades härstammade från Hornträsket. Invandring av fisk från Vormbäcken till Hornträsket är knappast troligt p.g.a. en ca. 1 m hög dammbyggnad vid utloppet (Vattendomstolen 1935). I anslutning till Hornträsket finns bara en mindre tjärn (figur 3.29). Enligt lokalbefolkningen har den ett bestånd av abborre men invandring av fisk från denna till Hornträsket bör vara marginell. 3.7.2 Inventering av bottendjur i strandzonen Tidigare publicerade undersökningar av tillståndet för bottendjur i Hornträskets littoralzon (strandnära områden) saknas. För jämförelse med Hornträsket genomfördes därför undersökningar även i Släppträsket och Kåtaträsket som båda är s.k. källsjöar och ligger strax norr om Hornträsket (figur 2.5). I första hand redovisas resultaten från de 5 sparkprovtagningar som genomfördes på lokalerna. De samanlagda resultaten från både sök och sparkprov, samt listor på funna taxa för enskilda lokaler redovisas i bilaga 6. Där redovisas även detaljerade beräkningar på diversitetsindex m.fl. beräkningar för de tre sjöarna. 47
Resultaten över produktion av bottendjur (antal funna individer) framgår av figur 3.30 och tabell 3.8. Hornträsket visade genomgående betydligt lägre antal individer än både Släpp- och Kåtaträsket. Genomsnittet för 5 sparkprov var i Hornträsket 16, i Släppträsket 122 och i Kåtaträsket 404 individer. På en av lokalerna i Hornträsket erhölls 99 individer (H20), vilket är på en liknande nivå som för flera av lokalerna i Släppträsket. Utmärkande för denna lokal var att den till nära 100 % påverkades av inströmmande ytvatten från en bäck. Prov togs på tre lokaler i direkt anslutning till Hornträskgruvan, varav ett sökprov. Sammanlagt erhölls en individ på dessa tre prov. Fig 3.30 Relativa antalet individer som erhölls vid sparkprovtagning i de 3 sjöarna hösten 2004 Tabell 3.8. Översikt av resultaten från provtagningen av bottendjur i Hornträsket, Kåtaträsket och Släppträsket hösten 2004. Data baseras på resultatet av 5 sparkprov per lokal. Sjö Hornträsket Släppträsket Kåtaträsket Antal individer 13 122 404 Antal taxa 4,2 18,3 25,0 Diversitet (Shannons H) 1,09 2,09 1,85 Antal EPT 1 0,7 7,4 7,0 Antal lokaler 16 7 4 1 EPT - totalt antal funna taxa av Epheremoptera, Trichoptera och Plecoptera. Antal funna taxa (artrikedomen) i Hornträsket, visade ett liknande generellt mönster i jämförelse med Släpp- och Kåtaträsket, som det för antalet individer (figur 3.31). Genomsnittet på antalet funna taxa var i Kåtaträsket 25,0 i Släppträsket 18,3 och i Hornträsket 4,2. På lokal H20 påträffades 16 taxa vilket var betydligt fler än på övriga lokaler i Hornträsket (maximalt 7). 48
Figur 3.31 Relativa antalet taxa som erhölls vid sparkprovtagning i de 3 sjöarna hösten 2004 Beräkningar av diversitetsindex (Shannons H) visade på samma mönster som det för artrikedomen i de tre sjöarna. Proven från Släpp- och Kåtaträsket visade nästan dubbelt så hög diversitet som de i Hornträsket (tabell 3.8). Vid jämförelser av vattnets kvalitet för bottendjur i sjöar och vattendrag är det vanligt att man räknar samman antal taxa av dagsländor (Epheremoptera), bäcksländor (Plecoptera) och nattsländor (Trichoptera) och bildar ett s.k. EPT-index. Det genomsnittliga EPTindexet för Släpp- och Kåtaträsket var ca 10 ggr högre än det för Hornträsket (tabell 3.8). I Hornträsket förekom enstaka arter av bäcksländor och nattsländor på 6 av de16 lokalerna. Dessa lokaler var alla mer eller mindre påverkade av ett inflöde av ytvatten från bäckar. På flera av lokalerna i Släpp- och Kåtaträsket fanns snäckor (Gastropoda) och musslor (Bivalvia). Dessa taxon kunde inte hittas på någon av lokalerna i Hornträsket. På i stort samtliga lokaler i Släpp- och Kåtaträsket fanns alla funktionella (filtrerande, betande eller sönderdelande, och rovlevande) kategorier av bottendjur representerade. I Hornträsket var det bara på, den av ytvatten dominerade lokalen (H20), som alla dessa kategorier kunde hittas. Utförligare information om funna taxa och beräkningar för de enskilda lokalerna återges i bilaga 6. På en lokal direkt vid Hornträskets utlopp i Vormbäcken, har ett flertal undersökningar av bottendjur i strömmande vatten, genomförts från mitten av 70-talet och fram till idag. Bertil Brånin (Brånin 1979) nyttjade denna lokal som kontroll gentemot andra lokaler som låg nedströms Kristinebergsgruvans sandmagasin. Brånins undersökning visade att situationen för bottenfaunan var förhållandevis bra vid utloppet jämfört med lokalerna nedströms sandmagasinet. Senare undersökningar, exempelvis Ekström 1990, Lindeström & Medin 1992 och Hushållningssällskapet 2004, antyder att förhållandena för bottendjur på denna lokal, har försämrats fram till idag. 3.7.3 Inventering av djurplankton i Hornträsket och Släppträsket 2002 Här redovisas delar av den undersökning av djurplankton som genomfördes av Kurt Roslund under sommaren 2002 (Roslund 2002). Tidigare publicerade undersökningar av tillståndet för djurplankton i Hornträskets saknas. För att få kvantitativa data använde Roslund en sk Limnoshämtare. Provtagning genomfördes på 6 lokaler i Hornträsket som jämfördes med en lokal 49
i Släppträsket som ligger strax norr om Hornträsket (figur 2.6). Släppträsket är en oligotrof källsjö och kan anses som ett bra referensobjekt till Hornträsket. Roslunds provtagning omfattade 4-5 tillfällen under juli till september här redovisas i första hand genomsnittliga värden för dessa. Data för enskilda lokaler och provtagningar, samt listor på funna taxa redovisas i bilaga 6. Där redovisas även grundläggande beräkningar på diversitetsindex mm. I jämförelsen gentemot lokalen i Släppträsket bör endast Lokalerna N1, N2, N3 samt S1 beaktas då dessa har likartade djupförhållanden (12-16 m). De två lokalerna i den sk Grundsjön (G1 och G2) är belägna i betydligt grundare vatten. Resultaten för produktion av planktondjur (antal funna individ/liter) visas i figur 3.32, samt i tabell 3.9. Proven från Hornträsket innehöll i genomsnitt betydligt lägre antal individer än de från Släppträsket. Detta var speciellt markant för de östra delarna av den s.k. Norrsjön. I den västra delen (Grundsjön) var mängden plankton betydligt högre. Även på lokalen i Sörsjön var mängden plankton förhållandevis hög och avvek inte nämnvärt från Släppträsket (tabell 3.8). Den förhållandevis stora mängden av plankton på de två lokalerna i Grundsjön, samt den i Sörsjön förklaras främst av att det fanns stora mängder av en art av hjuldjur (rotatoria) (Polyarthra remata). Denna art fanns även på de övriga lokalerna i Hornträsket, samt i Släppträsket. Tabell 3.9 Sammanställning av data över djurplankton. Medelvärden över 4 provtillfällen (juli september) 2002. Läget på provlokalerna framgår av figur 2.7. N1-G1 låg i Hornträaket. Slapp1 var referenslokalen i Släppträsket. Lokal N1 N2 N3 S1 G1 G2 Slapp1 Antal individer / liter 5,6 3,83 14,6 51,6 49,5 118,2 87,4 Antal taxa / liter 0,20 0,11 0,16 0,14 0,50 0,64 0,73 Diversitet (Shannons H) 0,64 0,10 0,10 0,02 0,11 0,36 1,72 Figur 3.32 Genomsnittligt antal individer av zooplankton som erhölls per lokal under provtagningar sommaren 2002. Resultaten för lokalerna i Hornträsket visas i relation till lokalen i Släppträsket. 50
Den genomsnittliga artrikedomen var också betydligt lägre i Hornträsket i jämförelse med Släppträsket (figur 3.33). Detta gällde i synnerhet de lokaler som var belägna på större djup och som kan jämföras med lokalen i Släppträsket. Proven som togs i Grundsjön (G1, G2) innehöll dock ett förhållandevis stort antal arter (tabell 3.9). Beräkningar av diversitetsindex för de olika lokalerna, visade däremot på betydande skillnader för samtliga lokaler i Hornträsket, jämfört med den i Släppträsket (tabell 3.9). Detta understryker bl.a. att några få arter var dominerande i samtliga prov från Hornträsket. På lokalen i Släppträsket var flera arter representerade i förhållandevis stort antal. Den ovan nämnda arten av hjuldjur hittades på samtliga lokaler i Hornträsket. Några få arter av hoppkräftor (Copepoda) och hinnkräftor (Cladocera) hittades vid några tillfällen under sommaren. Dessa fynd gjordes främst på lokalerna i Grundsjön (G1, G2). I Släppträsket däremot gjordes fynd av ett flertal arter av både hoppkräftor och hinnkräftor vid samtliga provtillfällen (se bilaga 6). Figur 3.33 Genomsnittligt antal individer av zooplankton som erhölls under provtagningar sommaren 2002. Resultaten för lokalerna i Hornträsket visas i relation till lokalen i Släppträsket. Beräkningar av diversitetsindex för djurplanktonsamhället visade i stort samma generella mönster som för artrikedomen. Lokalen i Släppträsket visade ett betydligt högre index än samtliga sex lokaler i Hornträsket (tabell 3.8) och figur 3.34. Lokalen N1, som ligger strax utanför Hornträskgruvan, visade det högsta värdet på diversitet bland lokalerna i Hornträsket. Detta berodde sannolikt på att det inte fanns någon speciell art som dominerade i antal på denna lokal, vilket var fallet på lokalerna i Grundsjön. 51
Figur 3.34 Genomsnittligt diversitetsindex för djurplankton vid provtagningar sommaren 2002. Resultaten för lokalerna i Hornträsket visas i relation till lokalen i Släppträsket. 3.7.4 Sammanfattning av de biologiska undersökningarna Resultatet av de biologiska undersökningarna i föreliggande undersökning visar klart att Hornträskets ekosystem är starkt påverkat. Samtliga tre organisationsnivåer; djurplankton, bottendjur och fisk, visade avvikelser från vad som kan anses normalt. Normalt biologiskt liv vad det gäller bottendjur kunde bara fastställas där inflödet av ytvatten var betydande. Även utvärderingen av Kurt Roslunds data över planktondjur antyder att situationen kan vara något bättre där inslaget av inkommande ytvatten är stort, till exempel i Grundsjön. Orsakerna till störningarna på Hornträskets djurliv är med största sannolikhet kopplade till de generellt höga halterna av koppar, zink och kadmium. Enligt Naturvårdsverkets bedömningsgrunder är halterna av dessa tre metaller på flera lokaler i Hornträsket på en nivå som bedöms som allvarliga eller mycket allvarliga tillstånd. Detta innebär att halterna för varje enskild metall är generellt sett tillräckligt hög för att det ska uppstå skador på det biologiska livet (Naturvårdsverket 1999). Det är också känt att bl.a. koppar och zink kan ha en additativ eller synergistiskt negativ effekt på vissa organismer (Naturvårdsverket 1981,1988, Åhgren & Norrgren 1996). Uppgifterna om när situationen för det biologiska livet försämrats i Hornträsket är inte helt samstämmiga. Flera av de ortsbor som ägnat sig åt fiske anser att det redan i början av 1990-talet var dåligt med fisk. Det skulle innebära att försämringarna, vad det gäller fiskbestånden, inleddes redan före den slutliga nedläggningen av Hornträskgruvan och Rävlidmyrgruvan och under en tid då halterna av koppar och zink, enligt Bolidens minerals AB:s egna mätningar vid utloppet, var lägre än vad de är idag. Det skulle också sammanfalla med den omfattande avverkningen av skog och den påföljande dikningen inom Hornträskets avrinningsområde som skedde i slutet av 1980- talet (se figur 4.4). 52
4 Utvärdering och förslag till åtgärder 4.1 Utvärdering av markens innehåll av metaller Resultat av både de tidigare genomförda markundersökningarna och den aktuella undersökningen visar att marken inom Hornträskets avrinningsområde innehåller höga halter av sulfidmineral med innehåll av Cu, Zn, Cd, Pb och As. I de organiska jordarterna uppmättes Cu-, Zn- och As- halter motsvarande mycket allvarligt enligt Naturvårdsverkets indelning av tillstånd. Maximala koncentrationer av Cu, Zn Pb och As uppmätta i organiska jordarter var 6580, 7681, 1738 respektive 6 600 mg/kg TS. Den av GeoEnvix genomförda markundersökningen (morän och berggrund) visade halter av As motsvarande allvarligt (två provpunkter), halter av Cd motsvarande måttligt allvarligt (två provpunkter), halter av Zn motsvarande allvarligt (en provpunkt) och halter av Cu motsvarande måttligt allvarligt (en punkt). De högsta konstaterade koncentrationerna av Cu, Zn, Cd och As, var 206, 2930, 1,16 respektive 45,6 mg/kg TS. De i avrinningsområdets jordarter och berggrunden uppmätta koncentrationerna av Cu, Zn, Cd, Pb och As överstiger mestadels Naturvårdsverket s riktvärden för känslig mark (KM) och bör därför klassas som mindre känslig mark (MKM). Enligt rekommendationer bör MKM mark nyttjas som industrimark. Förorenad mark med metallhalter motsvarande allvarligt eller mycket allvarligt är ofta föremål för saneringsåtgärder. I detta fall handlar det dock om i dagen förekommande naturliga mineraliseringar i berggrunden. Det kan också påpekas att denna typ av bergmaterial betraktas som gråberg eftersom metallhalterna understiger de koncentrationer som krävs för klassning som malm. 4.2 Geokemiska processer som kan öka läckaget av metaller från mark I sulfidmineraliserade områden styrs läckage av metaller från marken huvudsakligen av variationer i grundvattennivå. Vid sänkning av grundvattennivån i marken sker oxidation av sulfidmineral till mer lösliga former som vid efterföljande höjning av grundvattennivån övergår som joner till vattenfasen. Dessa vittringsreaktioner leder i flera fall till att vätejoner frisläpps. Det är framför allt oxidationen av Fe(II) innehållande mineral såsom svavelkis (FeS 2 ), magnetkis (Fe 1-X S) och kopparkis (CuFeS 2 ) som leder till denna syrabildning. Syrabildningen sker i två steg. Vid begränsad tillgång på syre, t ex i omättad jord och avfallssand, oxideras främst sulfidsvavlet till sulfat. Detta visas nedan för svavelkis (reaktion 4-1) och magnetkis (reaktion 4-2): FeS 2 + 3,5O 2 + H 2 O Fe 2+ 2- + 2SO 4 + 2H + (4-1) 2- Fe 0.9 S + 1.9O 2 + 0.1H 2 O 0.9Fe2+ + SO 4 + 0.2H + (4-2) I kontakt med luft, dvs. obegränsad tillgång på syre, oxideras det tvåvärda järnet till trevärt järn som bildar s.k. sekundära järnutfällningar. Även detta är en syrabildande process: Fe 2+ + ¼ O 2 + 2.5 H 2 O Fe(OH) 3 (s) + 2H + (4-3) Vid kraftigt sura förhållanden och närvaro av mycket höga halter sulfatjoner i vattenfasen kan även sulfatinnehållande mineral såsom schwertmannit bildas: 8 Fe 2+ 2- + 2 O 2 + SO 4 + 10+n H 2 O Fe 8 O 8 (OH) 6 (SO 4 ) nh 2 O (s) + 14 H + (4-4) Oxidationen av kopparkis är initialt inte syrabildande (reaktion 4-5) utan det är först i och med att frisläppt tvåvärt järn oxideras enligt reaktion (4-3) som vätejoner frisläpps. CuFeS 2 + 2O 2 Fe 2+ + Cu 2+ 2- + 2SO 4 (4-5) 53
Oxidation av andra sulfidmineral såsom zinkblände (ZnS) och blyglans (PbS) är dock inte direkt syrabildande. ZnS + 2O 2 Zn 2+ 2- + 2SO 4 (4-6) PbS + 2O 2 Pb 2+ 2- + 2SO 4 (4-6) Uppskattningar gjorda inom ramen för det nyligen avslutade forskningsprogrammet MiMi visar att en betydande del av den syra som bildas genom oxidation av svavelkomponenten i avfallssand neturaliseras genom vittring av karbonat- och silikatmineral (Höglund et al., 2004) (t ex reaktion 4-7). Därför kan grundvattnet i denna typ av miljö hålla för regionen normala ph-värden, dock med höga halter av sulfatjoner och joner av alkalimetaller och alkaliska jordartsmetaller, dvs. Na +, K +, Ca 2+ och Mg 2+. Mg 5 Al 2 Si 3 O 10 (OH) 8 (s) + 16H + 5Mg 2+ + 2Al 3+ + 3 Si(OH) 4 + 6H 2 O (4-7) 4.3 Utvärdering av utsläpp från de nedlagda gruvorna Tre nedlagda gruvor finns inom området: Rävlidmyrgruvan, Hornträskgruvan och Granlundagruvan. Rävlidmyrgruvan dräneras av ett dike via en tjärn ut i södra delen av Hornträsket. Dagbrottssjön läcker ut genom vallarna mot norr och väster. Detta vatten är surt och har höga metallhalter. Genom den långa transporten, först till diket och sedan via tjärnen neutraliseras vattnet påtagligt och metallhalterna sjunker till måttliga värden. Hornträskgruvan ligger nära norra delen av sjön och det finns där två större källflöden varav det ena via en mindre våtmark rinner ut i en bäck. En viss metallretention sker men bäcken är sur och har höga metallhalter. Den andra källan ( gula källan ) rinner via en kort rännil direkt ut i sjön. Bägge dessa utflöden har halter av zink i storleksordningen 10-60 mg/l och koppar 2-10 mg/l. En viss diffus utströmning av grundvatten sker i strandkanten. Det är dock ett litet flöde jämfört med ovanstående källor och halten är lägre än 1 mg/l av zink och ännu lägre av koppar. Granlundagruvan saknar ytligt utflöde. Under snösmältning sker troligen ytavrinning ned mot en större myr. Marken närmast gruvan har höga kopparhalter men relativt låga zinkhalter. Båda avtar ned mot myren. Grundvatten i myrkanten har inga detekterbara halter. Myren torde fungera som en effektiv fälla för metaller. Genom sorption till sedimenterande järnhydroxidpartiklar bildade genom oxidation av tvåvärt järn löst i utströmmande grundvatten sker sannolikt en betydande fastläggning av främst koppar men även zink till Hornträskets sediment i närheten av Hornträskgruvan. De erhållna resultaten tyder på att utsläpp från Hornträskdagbrottet ökade i samband med att brytning upphörde och dagbrottet efterbehandlades. Den sannolika orsaken till detta var att grundvattenpumpning avstannade i samband med driftstopp. Grundvattenpumpning i det mot sjön angränsande dagbrottet hade den effekt att Hornträskets vatten strömmade från sjön mot gruvan vilket innebar att inget utsläpp via grundvatten ägde rum under produktionstiden. I samband med avstängning av pumpsystemet vände grundvattenströmningen från gruvan mot sjön med ökande metallutsläpp som följd. Efterbehandlingen av Hornträskgruvan bestod av återfyllning med gråberg och övertäckning med ett tunt moräntäcke. Återfyllningen har sannolikt påverkat utsläppet genom att gråberget bestod dels av grova och därmed permeabla fraktioner dels att fyllnadsmaterialet innehöll tämligen höga koncentrationer av vittrade sulfidmineral. Detta bekräftades vid grundvattenanalys av observationsborrhål i det efterbehandlade dagbrottet. Utfyllnaden av dagbrottet medförde ökning av grundvattenbildning och därmed ökad utströmning av grundvatten i sjön (gula källan) samtidigt som vittrade sulfidmineral övergick i lösning vid kontakt med vatten. 4.4 Utvärdering av ökat metalläckage på grund av skogsbruk m.m. Markens grundvattennivå påverkas huvudsakligen av två faktorer nämligen variation i nederbörd (årlig, långvarig klimatförändring) och artificiella ingrepp såsom skogsavverkning, dikning, 54
etablering av grustäkter eller moräntäkter m.m. Låga grundvattennivåer kan resultera i ökad syretransport i jordprofilen och därmed ökad sulfidvittring. Å andra sidan kan höga nivåer innebära att uttransporten av frigjorda metalljoner ökar. Således kan omväxlande låga och höga grundvattennivåer i sig innebära bidra till omfattande utläckage av tungmetaller från mark. Studier av kronologiska ortofoton framställda av flygbilder tagna 1970, 1980 och 1990 visade att omfattande skogsavverkning och dikning ägde rum inom Hornträskets avrinningsområde huvudsakligen under slutet av 80-talet, figur 4.1 och figur 4.2. Detta bekräftades av skogsvårdsstyrelsen i Västerbottens län. Under samma period uppmättes extremt låga grundvattennivåer i SGU:s kontrollstationer. Grundvattennivåerna steg under 90-talet. Av detta framgår att utsläpp från marken sker periodiskt och att uppskattning av dessa kräver långvariga provtagningsperioder. Figur 4.1 Karta över dikessystemets utveckling. Färgkod markerar diken som först observeras på flygfoton från åren 1970, 1980 och 1990. Figur 4.2 Ackumulerad längd (m) på dikessystem inom Hornträskets avrinningsområde 1970-1990. 55