Examensarbete i geovetenskap, 15hp
Kandidatprogrammet i biologi och geovetenskap, 180hp Vt 2020
SJÖARS INVERKAN PÅ
METALLACKUMULATIONEN I HAVSVIKAR
– En undersökning av metallmobilisering från sura sulfatjordar
Malin Eriksson Blomberg
The influence of lakes on metal accumulation in estuaries due to mobilization from acid sulfate soils Abstract
Acid sulfate soils covers an area area about 600 km-2 along the coast line of Northern Sweden. These soils originate from land uplift and oxidized sulfide soils. The oxidation process releases sulfur and Fe(III) and will lower the pH-value and mobilize metals that will cause toxic environments for water living organisms. Concerns of how higher occurrence of extreme weather conditions will affect the mobilization of metals has occurred. Understanding of the mobilizations of metals in different catchment conditions is therefore important knowledge for preparation of risk analyzes to protect ecosystems from toxic effects. The aim of this study is to compare accumulation of metals in
sediments from marine and limnic environments to investigate how lakes effects the mobilization of metals in catchments consisting of acid sulfate soil. Answering the questions of accumulation differences between the catchments and how organic matter affects the mobilization and accumulation of metals. Sediment cores were collected in two different catchment areas, known to be affected by acid sulfate soils, in Västerbotten county. 22 different elements were analyzed by x-ray fluorescence spectroscopy and Loss- on-ignition (LOI) was used as a proxy for organic matter. The results indicate that
draining of land areas, often due to agriculture and deforestation, increases mobilization and accumulation of metals correlated with both organic and lithogenic fractions to a large extent. However, elements such as S, Ni, Zn, Fe, Cu, Na, Mg, Al, Rb, Sr and Zr are derived from mobilization from acid sulfate soils where elements with high correlation with organic matter accumulates in limnic environment conditions.
Keywords: Acid sulfate soil, metal mobilization, metal accumulation
Förord
Examensarbetet som utförts i samarbete med Sveriges Geologiska Undersökning (SGU) är en del i det EU finansierade Interreg Botnia-Atlantica projektet ”KLIVA – Vattenbalans, ekosystemtjänster och metalltransport i ett klimat i förändring”. KLIVA-projektet har som mål att öka kunskapen om hur vattenbalansen påverkas av klimatförändringar för att stimulera klimatanpassade åtgärder för jord- och skogsbruk genom naturlig vattenbalans och mindre belastning från sura sulfatjordar. Jag skulle vilja tacka Marina Becher, SGU, som introducerade mig till projektet och min handledare Johan Rydberg som med otrolig
kunskapsförmåga och stort tålamod besvarat mina frågor och tankar. Jag skulle också vilja tacka June Johansson för bra dagar i fält och labb samt för bra diskussioner och peppande ord under arbetets gång. Sist men inte minst skulle jag också vilja tacka mina resterande studiekamrater och min fantastiska familj för uppmuntrande genom hela arbetet.
Innehållsförteckning
1 Inledning ... 1
1.1 Bakgrund... 1
1.2 Avsättningsmiljö... 1
1.3 Mobilisering av metaller... 2
1.4 Syfte och frågeställningar ... 3
2 Metod och material ... 3
2.1 Områdesbeskrivning ... 3
2.1.1 Lövselefjärden ... 3
2.1.2 Lillkvasjön ... 5
2.1.3 Gumbodafjärden ... 7
2.2 Fältprovtagning... 8
2.3 Laborationsanalyser ... 8
2.3.1 X-ray fluorescens spektrometri (XRF-analys) ... 9
2.3.2 Glödgningsförlust/Loss-on-ignition (LOI) ... 9
2.3.3 Reella djup ... 9
2.4 Kartor och statistiska analyser... 9
3 Resultat ... 10
3.1 Organiskt material ... 11
3.2 Minerogent material ... 11
3.3 Järnsulfid ... 12
3.4 Korrelation ... 13
3.5 Djupprofiler... 14
3.5.1 Lillkvasjön ... 14
3.5.2 Lövselefjärden ... 16
3.6 Normalisering ... 18
3.6.1 Lillkvasjön ... 18
3.6.2 Lövselefjärden ...20
3.7 Koncentrationsfördelning mellan lokalerna ... 22
3.8 Inventory... 22
3.8.1 Lillkvasjön ... 22
3.8.2 Lövselefjärden ... 25
3.8.3 Fördelning av inventory mellan lokalerna... 27
4 Diskussion ... 27
4.1 Lillkvasjön ... 27
4.2 Lövselefjärden ... 29
4.3 Ytsediment ...30
4.5 Yttre källor till förhöjda ackumulationshalter ... 31
4.6 Slutsats ... 31
5 Referenser ... 33
6 Bilagor ... 36
Bilaga 1. XRF-analys Lillkvasjön ... 36
Bilaga 2. XRF-analys Lövselefjärden ... 37
Bilaga 3. XRF-analys Gumbodafjärden ... 38
Bilaga 4. Bulkdensitet från Lillkvasjön ... 39
Bilaga 5. Bulkdensitet från Lövselefjärden. ... 40
1
1 Inledning
1.1 Bakgrund
Globalt omfattas en areal på ungefär 17 miljoner ha av sura sulfatjordar (Andriesse and Van Mensvoort, 2005) där Australien och länder i sydostasien (Sohlenius et al 2015;
Eriksson 2009) främst berörs. I Skandinavien är förekomsten av sura sulfatjordar som störst längs Finlands och Sveriges kustband samt kring Mälardalen. Uppodlad sur sulfatjord uppskattas omfatta en yta på 140 000 ha i Sverige (Sohlenius et al 2007) och längs
Norrlandskusten uppskattas förekomsten av sur sulfatjord täcka en areal på ungefär 600km-
2 (SGU 2020a). När dessa jordar är belägna under grundvattennivån befinner de sig i ett icke reaktivt tillstånd som sulfidjord (Nordmyr et al 2008) men som vid oxidation blir reaktiva och klassas som aktiva sura sulfatjordar (Boman et al 2010). Dessa kan orsaka försurning av vattenmassor vilket ökar en mobilisering av element, bland annat tungmetallerna koppar (Cu), bly (Pb), nickel (Ni) och zink (Zn) (Nystrand et al 2016; Sundström et al 2002). Detta genererar en ökad toxicitet och sämre levnadsförhållanden för akvatiska organismer (Nystrand et al 2016). En oxidation orsakas vanligen av en sänkning av grundvattenytan, vilken kan ske på naturlig väg genom landhöjning och klimatologiska förhållanden (Erixon 2009). Genom förändrad markanvändning genom jordbruk, skogsbruk eller infrastruktur, kan oxidationstakten för sulfidjordar eller redan aktiva sura sulfatjordar öka genom en artificiell sänkning av grundvattenytan (Åström et al 2007).
I Finland har metallmobilisering, orsakad från oxidation av sulfidjordar, bidragit till en hög metallkoncentration i vattendrag, sjöar och havsvikar (Roos och Åström 2006; Toivonen et al 2013). Den höga metallmobiliseringen har också bidragit till en hög ackumulation av metaller så som alumunium (Al), koppar (Cu), nickel (Ni), zink (Zn), kobolt (Co) och kadmium (Cd) i havsvikar utanför avrinningsområden som innefattas av dessa jordar (Nordmyr et al 2008; Nystrand et al 2016). I Sverige har förhöjda metallhalter i havsvikar inte kunnat fastställas i samma omfattning och inte kunnat påvisas härstamma genom lakning från sura sulfatjordar. Detta kan bero på att det mobiliserade materialet kvarhålls i avrinningsområdet och att det skett en ackumulation i avrinningsområdets sjöar (Lindström 2017).
1.2 Avsättningsmiljö
Sulfidjordar kan härledas tillbaka till efter deglaciationen av Weichsel III, då rådande klimat var varmare vilket orsakade en total avsmältning från inlandsisen. Östersjöns tillstånd har under deglaciationen varierat mellan sötvattensjö och marint hav med bräckt vatten
(Wastensson och Fredén 2009). Vid den sista avsmältningen var Östersjön en sötvattensjö, Ancylussjön, men eftersom att havsnivåhöjningen var större än landhöjningen i södra Sverige, bidrog detta till att saltvatten kunde strömma in från Atlanten och ersätta det söta vattnet med bräckt vatten. Det bildades då ett nytt Östersjöstadium, Littorinahavet (figur 1), som har varat från 9500 år tillbaka till nutid (Wastensson och Fredén 2009). Det
gynnsamma klimatet och det salta, näringsrika havet (Andrén 2007) bidrog till en ökad aktivitet av organismer, som under anaeroba förhållanden brutits ner på havsbotten tillsammans med finkornigt material. Detta bidrog till bildandet av sulfidhaltiga sediment som med landhöjningen, idag befinner sig ovan havsnivån (Nordmyr et al 2008; Sohlenius et al 2015). Landhöjningen uppnår ca 9 mm/år längs Norrlandskusten (Wastensson och
Fredén 2009). Längs Norrlandskusten har däremot inga sura sulfatjordar hittats ovanför där Littorinahavets hade sin högsta kustlinje för 5000 år sedan (Sohlenius et al 2015). Detta behöver inte betyda att det inte finns sulfidhaltiga sediment ovanför den gränsen, då de sulfidhaltiga sedimenten även kan vara överlagrade av andra postglaciala sediment (Becher et al 2019). Däremot används ofta en kombination av Littorinahavets högsta kustlinje och jordar med högt innehåll av ler och silt som en indikation på var sulfidhaltiga sediment kan
2
förekomma längs kustbanden (Nordmyr et al 2008; Sohlenius et al 2015; Becher et al 2019).
Figur 1. Littorinahavets utbredning för 6500 år sedan, där de ljusgrå områden låg under havsnivån (Sohlenius et al 2007).
1.3 Mobilisering av metaller
I marken sker redoxreaktioner (en överföring av elektroner mellan ämnen) som styrs av tillgången på syre. Vid höga halter av organiskt material i marken samt där
marktemperaturen är hög, ökar aktiviteten hos mikroorganismer som förbrukar syre genom respiration. Sker detta även vid vattenmättade jordar kan processen bidra till anaeroba, reducerande förhållanden, vid vilket det sker ett upptag av elektroner. Vid låga
marktemperaturer är mikroorganismer inte lika aktiva vilket bidrar till en långsam nedbrytning av organiskt material och att syretillgången blir större. Detta bidrar till
oxiderande förhållanden, vid vilket det sker ett avgivande av elektroner och mineralisering av organiskt material (Eriksson et al 2011).
Sulfidhaltiga sediment består av järnmonosulfider (FeS) och pyrit (FeS2) (Åström 1996) som när de befinner sig under grundvattenytan, i reducerade förhållanden, klassas som potentiell sur sulfatjord (Boman et al 2010). När dessa sediment syresätts, ofta genom en sänkning av grundvattennivån (Nordmyr et al 2008) sker en oxidation av sulfider (S2-) och tvåvärdigt järn (Fe(II)), enligt ekvation 1 och 2, där produkten blir fria vätejoner (H+), sulfat (SO42-) och trevärdigt järn (Fe(III)) (Eriksson et al 2011). Detta bidar, i senare reaktion, till bildning av svavelsyra vilket ger en sänkning av pH-värdet i vattnet och marken.
FeS (s) + 2,25 O2 (g) +2,5 H2O ⇄ 2H+ + SO42- + Fe(OH)3 (s) (1) FeS2 (s) + 3,75 O2 (g) +3,5 H2O ⇄ 4H+ +2SO42- +Fe(OH)3 (s) (2) En indikation på aktiva sura sulfatjordar kan ses genom ett lågt pH-värde kring 2,5–4 (Sohlenius et al 2004), en hög sulfathalt samt en ökad lakning av metaller (Toivonen och Österholm 2010). Även vattnets konduktivitet kan ge indikation på sura sulfatjordar eftersom sulfatjoner har en hög ledningsförmåga (Bydén et al 1996).
Mobiliseringen av element sker främst genom vittring vilket kan orsakas av en rad olika
3
faktorer så som temperatur, vattenhalt/flöde, mineralernas specifika yta, dess inre
mineralsammansättning och även pH-värdet (Eriksson et al 2008). Aktiva sura sulfatjordar ökar mobiliseringsbelägenheten hos elementen, då mineraler med större andel Fe(II) eller andra baskatjoner påskyndar vittring (Eriksson et al 2008) och lågt pH-värde minskar den adsorptibla förmågan vilket också ökar lakbarheten (Nordmyr et al 2008). Även halten organiskt material kan orsaka mobilisering av element då humussyror består av
karboxylgrupper (-COOH) som, genom komplex, kan binda metalljoner, vilka annars sitter hårt bundna inom mineraler (Eriksson et al 2008).
Längs Norrlandskusten planeras en utökad infrastruktur som kan leda till en störning av det naturliga vattenståndet. Även vid förändringar i klimatet, som kan orsaka fler
extremvädersperioder, kan redox-förhållandena för sulfid- och aktiva sura sulfatjordar snabbt förändras (Erixon 2009; Toivonen et al 2013). Utsläpp av toxiska metaller, från geologiska källor, kan därför ha en stor inverkan på akvatiska ekosystem och förståelsen för hur metaller mobiliseras och ackumuleras, av lakning från aktiva sura sulfatjordar, är vitalt ur ett framtidsperspektiv.
1.4 Syfte och frågeställningar
Syftet är att undersöka ackumulationen av metaller i sediment, avsatt i marin miljö och i limnisk miljö, för att få en uppfattning om ifall sjöar har en inverkan på mobiliseringen av metaller genom ett avrinningsområde påverkat av sura sulfatjordar. Frågeställningar som besvaras i arbetet är:
Finns det någon skillnad i ackumulation av metaller i marin miljö som har sjöar i
avrinningsområdet i förhållande till marin miljö som saknar sjöar i avrinningsområdet?
Hur påverkas mobiliseringen och ackumulationen av metaller beroende på organiskt material?
2 Metod och material
2.1 Områdesbeskrivning
Baserat på konduktivitet och pH-värden från tidigare vattenprovtagning valdes, i samråd med Länsstyrelsen i Västerbotten och Sveriges Geologiska Undersökning (SGU), Lövseleåns delavrinningsområde samt Sandåsåns delavrinningsområde ut som provtagningsområden.
För analys av marin miljö med sjöar inom avrinningsområdet valdes Gumbodafjärden, provtagen 2016 (Thomas 2016), eftersom att isförhållandena i marin miljö utanför
Sandåsåns avrinningsomrde var för dåliga för att utföra provtagning. De provtagna lokalerna är belägna längs Västerbottens kustband som vid Littorinahavets utbredning låg under havsnivå (Sohlenius et al 2007). Västerbottens kustband omfattas av en nederbördsmängd på ca 600mm år-1 (SMHI 2020a) årsmedeltemperaturen ligger kring 2°C (SMHI 2020b) där snötäcket varar ungefär 175 dagar år-1 (SMHI 2020c).
2.1.1 Lövselefjärden
Lövselefjärden är en skyddad havsvik med en area på 3 km2 (VISS 2020) belägen i
Bottenviken, Skellefteå kommun. Havsviken omfattas av Lövseleåns delavrinningsområde, med en yta på 25 km2 (Åberg 2016) där mindre vattendrag, bland annat Brännkälsbäcken, länkas samman till huvudvattendraget Lövseleån. Provtagningsområdet är beläget i de inre delarna av Lövselfjärden (7164600N 802504Ö) vilket omfattas av Lövseleåns mynning.
Delavrinningsområdet består till ytan av 58% skogsmark, 36% jordbruksmark och 6%
hedmark varav 0,06% av markytan består av sjöar och vattendrag. Inom
delavrinningsområdet finns inga tätorter eller större industrier (SMHI 2020d) (figur 2).
4
Figur 2. Karta för Lövseleåns delavrinningsområde, visar markanvändningen i området samt var provtagningsområdet är lokaliserat.
Medelvärdet, uppmätt mellan åren 1982–2018, för specifik avrinning för
delavrinningsområdet uppnår 343 mm år-1 (SMHI 2020e) där vattenflödets årsmedelvärde för uppnår 0,28 m3 s-1 varav vattenflödet är som högst under vårfloden i månadsskiftet mellan april/maj med ett årsmedelvärde på 2,88 m3 s-1. Båda värdena är beräknade på flödesstatistik mellan åren 1981–2010 (SMHI 2020d). Vattenkemiskt data från april/maj år 2006 visar en sulfathalt på 0,229 mekv l-1 och 0,485mekv l-1, ett pH-värde på 4,82 och 4,70 samt en konduktivitet på 7,93 mS m-1 och 4,91 mS m-1 för respektive månad (SLU 2020).
Berggrunden i de norra delarna av delavrinningsområdet domineras av kvarts- och fältspatrika sedimentära bergarter så som sandsten och gråvacka med inslag av stråk med sura intrusiva bergarter så som granit. Berggrunden i de södra delarna av
delavrinningsområdet, där även utloppet mot Lövselefjärden är lokaliserad, domineras av glimmerrika bergarter så som glimmerskiffer, fyllit och paragnejs (SGU 2020b). Jordarterna inom delavrinningsområdet består av 45% Morän, 23% berg i dagen, 18% lera/silt, 7% torv 6% postglacial sand, 1% svallsediment av gruskaraktär och 1% vatten (Figur 3).
5
Figur 3. Karta för jordarter inom Lövseleåns delavrinningsområde.
2.1.2 Lillkvasjön
Provtagningsområdet Lillkvasjön (7110207N 788186Ö) är en sjö belägen inom Sandåsåns delavrinningsområde i Robertsfors kommun. För 1000 år sedan låg strandlinjen 9 m över dagens nivå och området låg precis under strandlinjen i marin miljö. I och med
landhöjningen har området avsnörts från havet och i svackor bildat sjöar. För 500 år sedan hade Lillkvasjön avsnörts från havet då strandlinjen förskjutits till 4 m över dagens nivå (SGU 2020b). Idag ligger Lillkvasjön 8 m.ö.h och har en areal på 0,152 km2.
Delavrinningsområdet har en yta på 30 km2 och består till ytan av 86% skogsmark, 10% myr- och våtmarker, 2% jordbruksmark, 1% hedmark varav 1% av markytan består av sjöar och vattendrag. Inom delavrinningsområdet finns inga tätorter eller större industrier (SMHI 2020d). Lillkvasjön har både ett in- och utlopp som omfattas av Sandåsån som är
huvudvattendrag i delavrinningsområdet. Mindre vattendrag länkas samman med Sandåsån, framförallt ett mindre vattendrag från sydväst som även genomströmmar Vinsjön och
Storkvasjön. Lillkvasjön är en av de två mindre sjöarna som genomströmmas av Sandåsån som sedan mynnar i Bottenviken (Figur 4). Inom avrinningsområdet har flera sjösänkningar gjorts genom åren, där den största och mest omfattande sjösänkningen på närmare 170 ha var av Gryssön. Detta har haft stor påverkan på vattenkemin för omgivande vattendrag (Åberg 2019).
6
Figur 4. karta för Sandåsåns delavrinningsområde, visar markanvändningen i området samt var provtagningsområdet är lokaliserat.
Medelvärdet, uppmätt mellan åren 1982-2018, för specifik avrinning för
delavrinningsområdet uppnår 326 mm år-1 (SMHI 2020e) där vattenflödets årsmedelvärde för uppnår 0,31 m3 s-1 varav vattenflödet är som högst under vårfloden i månadsskiftet mellan april/maj med ett årsmedelvärde på 2,65 m3 s-1. Båda värdena är beräknade på flödesstatistik mellan åren 1981-2010 (SMHI 2020d). Vattenkemiskt data från oktober 2014 visar en sulfathalt på 0,29 mekv l-1, ett pH-värde på 4,6 samt en konduktivitetsgradient från 131 mS cm-1 från utloppet av torrlagda Gryssön till 88 mS cm-1 vid Sandåsåns mynning mot havet (Åberg 2019).
Berggrunden domineras längst till väst i delavrinningsområdet av sura intrusiva bergarter så som granit medans provtagningsområdet, Lillkvasjön, omges av glimmerrika bergarter så som glimmerskiffer, paragnejs och fyllit. Längs till söder i avrinningsområdet dominerar sedimentära bergarter bestående av kvarts och fältspat så som sandsten och gråvacka (SGU 2020b). Jordarterna inom delavrinningsområdet består till andelen av 57% morän, 20%
torv, 9% postglacial sand, 2% lera/silt och 2% berg i dagen (Figur 5)
7
Figur 5. Karta för jordarter inom Sandåsåns delavrinningsområde.
2.1.3 Gumbodafjärden
Gumbodafjärden är en skyddad havsvik med en area på 2 km2 belägen i Bottenviken, Robertsfors kommun (VISS 2020). Havsviken omfattas av Hertsångerälvens
avrinningsområde, med en yta på 506 km2 (Åberg 2016) där fler källflöden, bland annat Kålabodaån och Flarkån, länkas samman till huvudvattendraget Hertsångerälven (Thomas 2016). Provtagningsområdet är beläget i de inre delarna av Gumbodafjärden (6422N, 2108Ö) vilket omfattas av Hertsångerälvens mynning.
Delavrinningsområdet består till ytan av 80% skogsmark, 12% jordbruksmark och 4%
hedmark varav 1,2% av markytan består av sjöar och vattendrag. Inom
delavrinningsområdet finns inga tätorter eller större industrier (SMHI 2020d).
Medelvärdet, uppmätt mellan åren 1982–2018, för specifik avrinning för
delavrinningsområdet uppnår 339 mm år-1 (SMHI 2020e) där vattenflödets årsmedelvärde för uppnår 5,92 m3 s-1 varav vattenflödet är som högst under vårfloden i månadsskiftet mellan april/maj med ett årsmedelvärde på 45,4 m3 s-1. Båda värdena är beräknade på flödesstatistik mellan åren 1981–2010 (SMHI 2020d). Vattenkemiskt data visar en sulfathalt på 0,44 mekv l-1 under 2016, ett årsmedelvärde för pH-värde på 5,15 och konduktivitet med 15,75 mS m-1 under 2019 (SLU 2020). Berggrunden i avrinningsområdet domineras av glimmerrika bergarter så som fyllit, paragnejs och glimmerskiffer. Inslag finns även av sura intrusiva bergarter så om granit (SGU 2020b). Jordarterna inom delavrinningsområdet
8
består av 46% Morän, 13% berg, 8% silt, 10% styva leror, 1,5% lättlera 12% torv, 8%
grovkorniga jordarter och 1,5% isälvsmaterial (SLU 2020).
2.2 Fältprovtagning
Sediment provtogs i Lövselefjärden och Lillkvasjön under mars 2020 där ytliga
sedimentlager samlades in med en HTH-provtagare och djupare sedimentlager samlades in med en rysktorvborr. Gumbodafjärden provtogs och analyserades under våren 2016 på liknande sätt som beskrivs nedan av Thomas (2016). Vid provtagningsområdena testades först vattendjupet med hjälp av ekolod för att lokalisera ett område med plan botten. Detta utfördes för att karakterisera sedimentationsbottnar där lutningen var som lägst och vattendjupet inte var för grunt.
I Lövselefjärden skedde provtagningen vid koordinaterna 7164600N 802504Ö (Sweref 99 TM) där fjärden mätte ett djup på 4,6 m. Med HTH-provtagaren samlades en 17 cm lång sedimentpropp in av det ytliga sedimentet som sedan skivades upp i delar med ett intervall på 1 cm. Med ryssborren samlades 100 cm långa sedimentproppar in på ett djup av 4,5-55 m samt 5,04–6,04 m respektive. I Lillkvasjön skedde provtagningen vid koordinaterna
7110207N 788186Ö (Sweref 99 TM) där sjön mätte ett djup på 2,35 m. Med HTH-
provtagaren samlades en 24 cm lång sedimentpropp in av det ytliga sedimentet som sedan skivades upp i delar med ett intervall på 1 cm. Med ryssborren samlades 100 cm långa sedimentproppar in på ett djup av 2,20–3,20 m samt 2,38–3,38 m respektive. Varje
centimeter från propparna tagna med HTH-provtagaren förvarades i lufttäta plastpåsar och propparna tagna med ryssborren paketerades in med plastfolie och aluminiumfolie för att undvika påverkan av oxidation samt för transport. Alla proppar förvarades sedan i kylrum före analys.
2.3 Laborationsanalyser
Inför laborationsanalyser förbereddes ryssprofilerna genom borttagning av det yttersta lagret för att undvika oxiderat och eventuellt kontaminerat sediment vid analys. De två ryssprofilerna, från respektive provtagningsområde, parades ihop visuellt genom
lamineringar i sedimentet. Ryssprofilerna från Lövselefjärden parades ihop vid 74 cm och ryssprofilerna från Lillkvasjön parades ihop vid 52 cm (figur 6).
För vidare analyser extraherades en bestämd volym av sedimentet med ett intervall på 1 cm från den övre delen, 0–20 cm, av sedimentprofilen. Från 20 cm extraherades en bestämd volym av sediment med ett intervall på 2 cm ned till botten av sedimentprofilen. De uttagna proverna, samt det ytliga sedimentet insamlat med HTH-provatagaren, frystorkades för efterföljande analyser.
Figur 6. T.H lamineringar i sedimenetpropparna från Lövselefjärden vid 74cm. T.V. Laminering i sedimentpropp från Lillkvasjön vid 52cm.
9
2.3.1 X-ray fluorescens spektrometri (XRF-analys)
Röntgenfluorescens (XRF)-analys användes för att mäta totalhalter av 24 olika element:
natrium (Na), magnesium (Mg), aluminium (Al), kisel (Si), fosfor (P), svavel (S), klor (Cl), kalium (K), kalcium (Ca), titan (Ti), vanadin (V), mangan (Mn), järn (Fe), nickel (Ni), koppar (Cu), zink (Zn), arsenik (As), brom (Br), rubidium (Rb), strontium (Sr), zirkonium (Zr), barium (Ba), tungsten (W) och bly (Pb) i sedimentet. Från sedimentprofilerna från Lövselefjärden analyserades 43 prover och från sedimentprofilerna från Lillkvasjön
analyserades 29 prover, alla prover utspridda längs profilen med ett intervall på mellan 1–2 cm i den översta delen och med ett intervall på 4 cm i den undre delen. För varje prov mättes 200 mg torrsubstans av sediment upp och analyserades. Analyskvaliteten för elementen Cl och W uppnådde ej värden över detektionsgränsen och uteslöts från vidare tolkning.
2.3.2 Glödgningsförlust/Loss-on-ignition (LOI)
För att få ut en uppskattning av andelen organiskt material och för att kunna para ihop sedimentpropparna till en profil utfördes beräkningar av glödgningsförlust. Från sedimentprofilen från HTH-provtagaren togs prover ut med ett intervall på 1 cm för respektive lokal, mellan 1–17 cm i Lövselefjärden och mellan 1–24 cm Lillkvasjön. Från ryssborrsprofilen från Lövselefjärden togs prover ut med ett intervall på 1cm mellan de översta 3–20 cm av profilen. Därefter togs prover ut med ett intervall på 2 cm ned till botten av profilen (150 cm). Från ryssborrsprofilen från Lillkvasjön togs prover ut med ett intervall på 1 cm mellan de översta 20–40 cm av profilen. Därefter togs prover ut med ett intervall på 2 cm ned till botten av profilen (116cm). Prover från ryssprofilerna placerades i deglar och torkades på 105°C som därefter vägdes och torrvikten noterades. HTH-proverna vägdes efter frystorkning och torrvikten noterades. Därefter placerades proverna i en ugn på 550°C för bränning i 2 h. Efter bränning placerades proverna i en exsickator för kylning i 20–30 minuter där proverna inte påverkas av luftfuktighet. Därefter vägdes proverna, deglarnas vikt subtraherades från den totala provvikten av de torkade och brända proverna och glödgningsförlust (LOI) beräknades enligt ekvation 3.
𝐺𝑙ö𝑑𝑔𝑛𝑖𝑛𝑔𝑠𝑓ö𝑟𝑙𝑢𝑠𝑡 =𝑇𝑜𝑟𝑟𝑣𝑖𝑘𝑡−𝐴𝑠𝑘𝑣𝑖𝑘𝑡
Torrvikt ∗ 100 (3)
2.3.3 Reella djup
Djupen från ryssborrsprofilerna stämmer inte överens med det faktiska djupet, på grund av att de översta centimetrarna inte tas med vid provtagning. Därför användes resultaten från beräkningarna av LOI för att justera djupet på ryssborrsprofilerna. Profilerna från HTH- provtagaren innefattades av ostörda ytprover där den kontinuerliga trenden från LOI- resultatet parades ihop med liknande trender i LOI-resultaten från ryssborrsprofilerna.
Därefter beräknades de reella djupen för ryssborrsprofilerna genom att subtrahera alla djup med det avvikande djupet. Det justerade djupet parades ihop vid ett justerat djup av 13,5 cm i Lillkvasjön och 12,5 cm i Lövselefjärden.
2.4 Kartor och statistiska analyser
Kartor för områdesbeskrivning och jordarter, samt beräkning av andelen jordarter, tillverkades och beräknades i ESRI ArcGIS 10.5.1. Datakällor från Lantmäteriet och SGU användes vid karttillverkning vilket hämtades in från Sveriges lantbruksuniversitets databas.
Normalfördelning för elementens totalhalt testades vilket visade ej normalfördelat data.
Därefter utfördes det icke parametriska testet Spearman-rank korrelationsanalys i programmet R-studio. För att få mer representativa värden för korrelationen i
Lövselefjärden uteslöts de översta 0,5 cm eftersom de markant höga halterna av LOI, Fe, Br och Mn. Signifikansen (P-värdet) för korrelationsanalysen bestämdes till 95% och
beräknades i programmet Excel.
10
För jämförandeanalys av totalkoncentrationer för de olika elementen, mellan de tre olika lokalerna, användes Kruskall-Wallis jämförandeanalys, följt av Dunn’s-test som utfördes i R- studio med en signifikans på 95%. Där de övre 6 cm från respektive sedimentprofil
analyserades för att minimera påverkan av felkällor som kan ha orsakats av varierande ackumulationshastighet.
För analys av totalkoncentrationer, efter att effekten från tillförsel av organiskt material samt tillförsel av eroderat minerogent material avlägsnats, beräknades normaliseringskvoter för element korrelerade med LOI respektive Ti (Boës et al 2011).
För uppskattning av den totala ackumulationen per yta (g m-2) beräknades inventory. Först beräknades skrymdensiteten för varje prov enligt ekvation 4 där Ms=massa i torrvikt prov-1 och Vt=total volym prov-1. Därefter multiplicerades koncentrationen med skrymdensiteten.
𝜌𝑏 =𝑀𝑠
𝑉𝑡 (4)
För att analysera skillnader i inventory mellan Lillkvasjön och Lövselefjärden krävdes kontinuerligt data för varje 1 cm-intervall genom profilerna. Interpolerat data beräknades enligt ekvation 5 där C(över)=inventory för diskret prov i 1 cm-intervallet ovan det
interpolerade värdet och där C(under)=inventory för diskret prov i 1 cm-intervallet under det interpolerade värdet.
𝐶(𝐼𝑛𝑡)=𝐶(ö𝑣𝑒𝑟)
2 +𝐶(𝑢𝑛𝑑𝑒𝑟)
2 (5)
Vid jämförelseanalys av inventory för de olika elementen, mellan Lillkvasjön och
Lövselefjärden, analyserades de översta 10 cm från respektive sedimentprofil, innehållande interpolerat data för att minimera påverkan av felkällor som kan ha orsakats av varierande ackumulationshastighet. Mann-Whitney U-test användes som jämförandeanalys som utfördes i programmet Excel.
Efter studerande av fördelningen i totalkoncentration och normaliseringskvoterna valdes specifika djup ut för att analysera fördelningen av inventory inom lokalerna där 5 cm- intervall användes vid analysen för att minimera påverkan av felkällor som kan ha orsakats av varierande ackumulationshastighet. För både Lillkvasjön och för Lövselefjärden valdes de övre 0–5 cm ut för att få en analysera ackumulationen över de senaste åren. För lillkvasjön valdes även djupet 28–33 cm baserat på en stor koncentrationsökning för kvoterna samt djupen 56–61 cm för att analys av ackumulationen när Lillkvasjön isolerats till limniska förhållanden. För Lövselefjärden valdes djupen 29–34 cm samt 98–102 cm baserat på ökande halter i både totalkoncentration och kvothalter.
3 Resultat
För analys av sjöförhållanden har alla analyser nedanför djupet 63 cm uteslutits i
Lillkvasjön. En hög totalkoncentration av Br (Figur 7) indikerar på avsättning i marin miljö (Ziegler et al 2008) innan sjön isolerats till påföljd av landhöjning. Detta djup indikerar på bakgrundsvärde för den limniska miljön.
11
Figur 7. Totalkoncentration av Br (ppm) mellan djupen 0–95 i sedimentprofilen från Lillkvasjön.
3.1 Organiskt material
LOI har använts som en proxy för organiskt material. I Lillkvasjön sker en relativt konstant, nästan linjär ökning av andelen organiskt material fram till 41 cm ned i profilen där andelen organiskt material markant minskar. En större ökning ses efter detta djup med en topp på 15 cm. En mindre ökning ses även vid 8 cm. Andelen organiskt material är relativt konstant genom profilen i Lövselefjärden. En mindre ökning av organiskt material i Lövselefjärden kan ses vid 36 cm djup. De översta 1,5 cm av profilen visar en stor ökning av organiskt material (Figur 8).
Figur 8. LOI (%) mellan djupen 0–63 cm i sedimentetprofilen från Lillkvasjön (L1) och mellan djupen 0–124 cm i sedimentprofilen i Lövselefjärden (L2).
3.2 Minerogent material
Som proxy för minerogent material har Ti använts. Lillkvasjön visar en topp i
totalkoncentration vid 11 cm djup samt mellan djupen 22–31 cm. I Lillkvasjön sker mindre fluktuationer i sedimentetprofilens övre 14 cm samt en mindre ökning vid 84 cm djup (Figur 9).
0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100
0 200
Djup (cm)
Br ppm
0 10 20 30 40 50 60 70
0 100
Djup (cm)
LOI % (L1)
0 20 40 60 80 100 120 140
0 20
Djup (cm)
LOI % (L2)
12
Figur 9. Totalkoncentration av Ti (ppm) mellan djupen 0–63 cm i sedimentprofilen från Lillkvasjön (L1) och mellan djupen 0–124 cm i sedimentprofilen från Lövselefjärden (L2).
3.3 Järnsulfid
Svavel (S) och järn (Fe) har använts som en proxy för sulfatjordar. I Lillkvasjön visar S en 6–
10 gånger så hög koncentration vid haltökningarna på djupen 8, 15 och 43 cm i förhållande till bakgrundskoncentrationen vid 63 cm djup. Vid samma djup visar Fe en 2,5–6 gånger så stor haltökning i förhållande till bakgrundskoncentrationen (Figur 10).
Figur 10. Totalkoncentration av S (%) och Fe (%) mellan djupen 0–63 cm i sedimentprofilen från Lillkvasjön (L1).
Koncentrationsfödelningen över djupet i Lövselefjärden visar en större
koncentrationshöjning av Fe 0,5 cm. Både S och Fe visar en höjning av koncentrationshalt vid 32-, 18- och 11 cm (figur 11).
0 10 20 30 40 50 60 70
0 5000
Djup (cm)
Ti ppm (L1)
0 20 40 60 80 100 120 140
0 5000
Djup (cm)
Ti ppm (L2)
0 10 20 30 40 50 60 70
0 4
Djup (cm)
S % (L1)
0 10 20 30 40 50 60 70
0 20
Djup (cm)
Fe % (L1)
13
Figur 11. Totalkoncentration av S (%) och Fe (%) mellan djupen 0–124 cm i sedimentprofilen från Lövselefjärden (L2)
3.4 Korrelation
Från korrelationsanalyserna för koncentrationer framtagna med XRF-analys klassificeras elementen i tre grupper från respektive lokal, Lillkvasjön och Lövselefjärden. Alla element signifikant, starkt positivt korrelerade (r>0,5, p<0,05) med LOI samlas i en grupp, där alla element signifikant, starkt positivt korrelerade (r>0,5) med Ti samlas i en grupp samt alla element signifikant, starkt positivt korrelerade (r>0,5, p<0,05) med S och Fe samlas i en grupp.
Från analyserna i Lillkvasjön visar LOI en stark positiv korrelation (r>0,5) med elementen P, S, V, Fe, Ni, Cu, Zn, As, Br och Pb samt en negativ korrelation med elementen Na, Mg, Al, Si, K, Mn, Rb, Sr, Zr och Ba. Ti visar en stark positiv korrelation (r>0,5) med Na, Mg, Al, K, Ca, Mn, Rb, Sr, Zr och Ba samt en negativ korrelation med elementen LOI, P, Ni och Br. Fe och S visar en stark positiv korrelation (r>0,5) med varandra samt med elementen LOI, P, V, Ni, Cu, Zn, As och Pb. S visar även en negativ korrelation med Si (Tabell 1).
Tabell 1. Tabell för korrelation mellan de 23 elementen som analyserats för Lillkvasjön. De färgade områdena visar på statistiskt signifikant korrelation (p<0,05) där orange indikerar en stark positiv korrelation (r>0,5) och ljusorange indikerar en svag positiv korrelation (r<0,5). Blåmarkerade ytor indikerar på en stark/svag negativ korrelation.
LOI Na Mg Al Si P S K Ca Ti V Mn Fe Ni Cu Zn As Br Rb Sr Zr Ba Pb
LOI - -0,60 -0,62 -0,49 -0,75 0,83 0,52 -0,71 -0,29 -0,67 0,54 -0,55 0,73 0,66 0,58 0,57 0,64 0,53 -0,70 -0,55 -0,59 -0,57 0,60 Na -0,60 - 0,92 0,94 0,08 -0,52 -0,12 0,95 0,82 0,95 0,06 0,93 -0,15 -0,51 -0,05 -0,38 -0,03 -0,95 0,92 0,97 0,96 0,94 -0,03 Mg -0,62 0,92 - 0,92 0,13 -0,53 -0,17 0,96 0,67 0,95 0,10 0,91 -0,16 -0,39 -0,03 -0,24 -0,17 -0,88 0,95 0,91 0,90 0,89 -0,05 Al -0,49 0,94 0,92 - -0,03 -0,43 -0,03 0,92 0,86 0,93 0,23 0,97 0,00 -0,35 0,13 -0,23 0,01 -0,92 0,89 0,96 0,93 0,91 0,11 Si -0,75 0,08 0,13 -0,03 - -0,77 -0,74 0,25 -0,17 0,22 -0,86 0,00 -0,95 -0,66 -0,87 -0,69 -0,85 -0,02 0,17 0,00 0,05 -0,01 -0,90 P 0,83 -0,52 -0,53 -0,43 -0,77 - 0,72 -0,65 -0,25 -0,62 0,63 -0,45 0,79 0,81 0,70 0,75 0,71 0,49 -0,60 -0,49 -0,50 -0,46 0,72 S 0,52 -0,12 -0,17 -0,03 -0,74 0,72 - -0,28 0,10 -0,27 0,58 -0,05 0,78 0,61 0,76 0,65 0,71 -0,02 -0,21 -0,10 -0,13 -0,09 0,81 K -0,71 0,95 0,96 0,92 0,25 -0,65 -0,28 - 0,68 0,98 -0,04 0,92 -0,27 -0,51 -0,15 -0,38 -0,22 -0,90 0,97 0,93 0,93 0,91 -0,16 Ca -0,29 0,82 0,67 0,86 -0,17 -0,25 0,10 0,68 - 0,73 0,33 0,81 0,10 -0,30 0,20 -0,24 0,22 -0,81 0,62 0,85 0,80 0,78 0,20 Ti -0,67 0,95 0,95 0,93 0,22 -0,62 -0,27 0,98 0,73 - -0,01 0,90 -0,26 -0,50 -0,15 -0,41 -0,21 -0,90 0,95 0,94 0,95 0,92 -0,16 V 0,54 0,06 0,10 0,23 -0,86 0,63 0,58 -0,04 0,33 -0,01 - 0,22 0,87 0,73 0,90 0,77 0,78 -0,07 0,00 0,17 0,11 0,17 0,87 Mn -0,55 0,93 0,91 0,97 0,00 -0,45 -0,05 0,92 0,81 0,90 0,22 - -0,03 -0,35 0,12 -0,20 0,03 -0,89 0,91 0,95 0,91 0,91 0,13 Fe 0,73 -0,15 -0,16 0,00 -0,95 0,79 0,78 -0,27 0,10 -0,26 0,87 -0,03 - 0,77 0,95 0,82 0,81 0,05 -0,19 -0,06 -0,09 -0,03 0,94 Ni 0,66 -0,51 -0,39 -0,35 -0,66 0,81 0,61 -0,51 -0,30 -0,50 0,73 -0,35 0,77 - 0,79 0,95 0,62 0,47 -0,45 -0,43 -0,43 -0,35 0,73 Cu 0,58 -0,05 -0,03 0,13 -0,87 0,70 0,76 -0,15 0,20 -0,15 0,90 0,12 0,95 0,79 - 0,83 0,77 -0,03 -0,07 0,06 0,02 0,09 0,95 Zn 0,57 -0,38 -0,24 -0,23 -0,69 0,75 0,65 -0,38 -0,24 -0,41 0,77 -0,20 0,82 0,95 0,83 - 0,60 0,32 -0,29 -0,30 -0,31 -0,21 0,78 As 0,64 -0,03 -0,17 0,01 -0,85 0,71 0,71 -0,22 0,22 -0,21 0,78 0,03 0,81 0,62 0,77 0,60 - 0,00 -0,21 0,01 -0,05 -0,01 0,86 Br 0,53 -0,95 -0,88 -0,92 -0,02 0,49 -0,02 -0,90 -0,81 -0,90 -0,07 -0,89 0,05 0,47 -0,03 0,32 0,00 - -0,88 -0,94 -0,93 -0,91 -0,06 Rb -0,70 0,92 0,95 0,89 0,17 -0,60 -0,21 0,97 0,62 0,95 0,00 0,91 -0,19 -0,45 -0,07 -0,29 -0,21 -0,88 - 0,93 0,94 0,94 -0,08 Sr -0,55 0,97 0,91 0,96 0,00 -0,49 -0,10 0,93 0,85 0,94 0,17 0,95 -0,06 -0,43 0,06 -0,30 0,01 -0,94 0,93 - 0,98 0,97 0,07 Zr -0,59 0,96 0,90 0,93 0,05 -0,50 -0,13 0,93 0,80 0,95 0,11 0,91 -0,09 -0,43 0,02 -0,31 -0,05 -0,93 0,94 0,98 - 0,98 0,02 Ba -0,57 0,94 0,89 0,91 -0,01 -0,46 -0,09 0,91 0,78 0,92 0,17 0,91 -0,03 -0,35 0,09 -0,21 -0,01 -0,91 0,94 0,97 0,98 - 0,08 Pb 0,60 -0,03 -0,05 0,11 -0,90 0,72 0,81 -0,16 0,20 -0,16 0,87 0,13 0,94 0,73 0,95 0,78 0,86 -0,06 -0,08 0,07 0,02 0,08 -
0 20 40 60 80 100 120 140
0 4
Djup (cm)
S % (L2)
0 20 40 60 80 100 120 140
0 5
Djup (cm)
Fe % (L2)
14
Från analyserna i Lövselefjärden visar LOI en stark positiv korrelation (r>0,5) med
elementen Ni, Cu, Zn, As, Br och Pb samt en negativ korrelation med elementen Na, Al, S, K, Ti, Ca. Ti visar en stark positiv korrelation (r>0,5) med Na, Al, Si, K, Ca och Mn samt en negativ korrelation med elementen LOI och Pb. Fe och S visar en stark positiv korrelation (r>0,5) med varandra samt att Fe visar en stark positiv korrelation med elementen Mg, S, V, Mn, Cu, Zn och As samt en svag korrelation (r<0,5) med Pb. S visar en stark positiv
korrelation (r>0,5) med elementen Mn, Fe och Cu samt en svag positiv korrelation (r<0,5) med Mg, K, V och As. Fe och S visar ingen signifikant negativ korrelation med något element (Tabell 2).
Tabell 2: Tabell för korrelation mellan de 25 elementen som analyserats för Lövselefjärden. De färgade områdena visar på statistiskt signifikant korrelation (p<0,05) där orange indikerar en stark positiv korrelation (r>0,5) och ljusorange indikerar en svag positiv korrelation (r<0,5). Blåmarkerade ytor indikerar på en stark/svag negativ korrelation.
LOI Na Mg Al Si P S K Ca Ti V Mn Fe Ni Cu Zn As Br Rb Sr Zr Ba Pb
LOI 1,00 -0,38 0,28 -0,32 -0,25 0,17 -0,31 -0,32 -0,63 -0,44 0,33 -0,24 0,17 0,66 0,45 0,63 0,31 0,81 -0,03 -0,20 -0,22 -0,16 0,44 Na -0,38 1,00 0,07 0,83 0,81 0,60 0,09 0,73 0,85 0,84 0,09 0,41 -0,14 -0,19 -0,05 -0,37 -0,45 -0,37 0,23 0,47 0,33 0,17 -0,47 Mg 0,28 0,07 1,00 0,40 0,39 0,05 0,49 0,56 -0,07 0,25 0,68 0,54 0,64 0,68 0,86 0,58 0,31 0,43 0,45 0,27 0,20 0,16 0,36 Al -0,32 0,83 0,40 1,00 0,94 0,55 0,26 0,92 0,80 0,84 0,14 0,54 0,01 0,04 0,26 -0,12 -0,27 -0,27 0,32 0,45 0,29 0,15 -0,29 Si -0,25 0,81 0,39 0,94 1,00 0,61 0,17 0,87 0,76 0,78 0,06 0,55 -0,02 0,07 0,27 -0,09 -0,27 -0,20 0,19 0,31 0,16 0,00 -0,22 P 0,17 0,60 0,05 0,55 0,61 1,00 -0,29 0,37 0,51 0,43 0,22 0,17 -0,27 -0,02 0,09 0,00 -0,18 -0,08 0,01 0,23 0,15 -0,02 -0,18 S -0,31 0,09 0,49 0,26 0,17 0,29 1,00 0,43 0,17 0,29 0,34 0,64 0,75 0,17 0,51 0,29 0,46 -0,20 0,31 0,24 0,15 0,16 0,34 K -0,32 0,73 0,56 0,92 0,87 0,37 0,43 1,00 0,69 0,83 0,29 0,65 0,25 0,14 0,40 -0,08 -0,22 -0,17 0,49 0,52 0,36 0,25 -0,20 Ca -0,63 0,85 -0,07 0,80 0,76 0,51 0,17 0,69 1,00 0,82 0,26 0,44 -0,22 -0,39 -0,16 -0,45 -0,37 -0,63 0,15 0,41 0,29 0,14 -0,44 Ti -0,44 0,84 0,25 0,84 0,78 0,43 0,29 0,83 0,82 1,00 0,10 0,64 0,01 -0,12 0,07 -0,32 -0,41 -0,35 0,36 0,46 0,36 0,23 -0,47 V 0,33 -0,09 0,68 0,14 0,06 0,22 0,34 0,29 -0,26 0,10 1,00 0,34 0,63 0,58 0,62 0,44 0,21 0,40 0,41 0,15 0,14 0,16 0,16 Mn -0,24 0,41 0,54 0,54 0,55 0,17 0,64 0,65 0,44 0,64 0,34 1,00 0,53 0,23 0,48 0,24 0,16 -0,12 0,36 0,27 0,15 0,10 0,10 Fe 0,17 -0,14 0,64 0,01 -0,02 0,27 0,75 0,25 -0,22 0,01 0,63 0,53 1,00 0,48 0,72 0,53 0,54 0,20 0,31 0,07 0,00 0,02 0,44 Ni 0,66 -0,19 0,68 0,04 0,07 0,02 0,17 0,14 -0,39 -0,12 0,58 0,23 0,48 1,00 0,75 0,80 0,46 0,78 0,29 0,02 -0,10 -0,01 0,60 Cu 0,45 -0,05 0,86 0,26 0,27 0,09 0,51 0,40 -0,16 0,07 0,62 0,48 0,72 0,75 1,00 0,80 0,51 0,51 0,37 0,17 0,06 0,08 0,60 Zn 0,63 -0,37 0,58 -0,12 -0,09 0,00 0,29 -0,08 -0,45 -0,32 0,44 0,24 0,53 0,80 0,80 1,00 0,76 0,61 0,11 -0,08 -0,15 -0,09 0,81 As 0,31 -0,45 0,31 -0,27 -0,27 0,18 0,46 -0,22 -0,37 -0,41 0,21 0,16 0,54 0,46 0,51 0,76 1,00 0,24 -0,08 -0,11 -0,14 -0,06 0,81 Br 0,81 -0,37 0,43 -0,27 -0,20 0,08 -0,20 -0,17 -0,63 -0,35 0,40 -0,12 0,20 0,78 0,51 0,61 0,24 1,00 0,20 -0,07 -0,10 0,03 0,47 Rb -0,03 0,23 0,45 0,32 0,19 0,01 0,31 0,49 0,15 0,36 0,41 0,36 0,31 0,29 0,37 0,11 -0,08 0,20 1,00 0,83 0,77 0,83 0,07 Sr -0,20 0,47 0,27 0,45 0,31 0,23 0,24 0,52 0,41 0,46 0,15 0,27 0,07 0,02 0,17 -0,08 -0,11 -0,07 0,83 1,00 0,94 0,89 -0,07 Zr -0,22 0,33 0,20 0,29 0,16 0,15 0,15 0,36 0,29 0,36 0,14 0,15 0,00 -0,10 0,06 -0,15 -0,14 -0,10 0,77 0,94 1,00 0,92 -0,11 Ba -0,16 0,17 0,16 0,15 0,00 0,02 0,16 0,25 0,14 0,23 0,16 0,10 0,02 -0,01 0,08 -0,09 -0,06 0,03 0,83 0,89 0,92 1,00 -0,01 Pb 0,44 -0,47 0,36 -0,29 -0,22 0,18 0,34 -0,20 -0,44 -0,47 0,16 0,10 0,44 0,60 0,60 0,81 0,81 0,47 0,07 -0,07 -0,11 -0,01 1,00
3.5 Djupprofiler 3.5.1 Lillkvasjön
LOI och S och Fe visar stark positiv korrelation (r>0,5) till samma element. Djupprofilerna dessa element uppvisar ett antal gemensamma toppar i totalkoncentration vid 8-, 15- och 43 cm djup. För elementen Cu och Pb är haltökningen vid 15 cm den mest framträdande. Från 19 cm djup avviker värdena för As, då totalkoncentrationen ligger under detektionsnivån förutom för en haltökning vid 39 cm djup (Figur 12). I förhållande till bakgrundsvärdet vid 63 cm djup har elementen en 1,5–3 gånger så stor haltökning vid 8 cm där den högsta ökningen sker för Pb. Vid 15 cm är halterna 2–6 gånger högre än bakgrundsvärdet där elementen Pb, Cu och Zn visar som störst ökning. Vid 43 cm djup är totalkoncentrationen 1,5–4 gånger så stor som bakgrundvärdet där Ni visar den största haltökningen.
15
Figur 12. Koncentrationsfördelningen genom profilens djup för ämnen positivt korrelerade med LOI, S och Fe i Lillkvasjön.
Djupprofilerna för element starkt positivt korrelerade (r>0,5) med Ti i Lillkvasjön uppvisar ett gemensamma toppar i totalkoncentration vid 10 cm djup samt en ökande halt mellan 15–
50 cm djup. Vid haltökning har elementen Na, Ca och Sr har en topp vid 23 cm och elementen Mg, Al, K, Mn och Rb en topp vid 31 cm djup (Figur 13). I förhållande till bakgrundsvärdet vid 63 cm djup har elementen en 1–3,5 gånger stor haltökning vid 10 cm där den högsta ökningen sker för Na och Ba. Vid 23 cm djup är halterna 2–4 gånger högre än bakgrundsvärdet där Na visar som störst ökning. Vid 31 cm djup är halterna 2–4 gånger så stor som bakgrundvärdet där Mg och Ba visar den största haltökningen
0 10 20 30 40 50 60 70
0 5000
Djup (cm)
P ppm
0 10 20 30 40 50 60 70
0 5
Djup (cm)
S %
0 10 20 30 40 50 60 70
0 100
Djup (cm)
V ppm
0 10 20 30 40 50 60 70
0 20
Djup (cm)
Fe %
0 10 20 30 40 50 60 70
0 100
Djup (cm)
Ni ppm
0 10 20 30 40 50 60 70
0 200
Djup (cm)
Cu ppm
0 10 20 30 40 50 60 70
0 200
Djup (cm)
Zn ppm
0 10 20 30 40 50 60 70
-50 0 50
Djup (cm)
As ppm
0 10 20 30 40 50 60 70
0 100
Djup (cm)
Pb ppm
16
Figur 12. Koncentrationsfördelningen genom profilens djup för ämnen positivt korrelerade med Ti i Lillkvasjön.
3.5.2 Lövselefjärden
Djupprofilerna för element starkt positivt korrelerade (r>0,5) med LOI i Lövselefjärden uppvisar mindre fluktuationer för alla element för de översta 15 cm av profilen. Mellan 18–
32 cm djup finns en haltökning för både As och Pb med en topp vid 32 cm och vid 44 cm djup finns en större haltökning för Zn. Under dessa djup uppvisar elementen inga större haltvariationer (Figur 14). Inget bakgrundvärde kan sättas i Lövselefjärden men i förhållande till profilens medelvärde är halterna två gånger större för Pb och fyra gånger större för As vid 32 cm djup. Totalkoncentrationshalten är två gånger större för Zn vid 44 cm djup.
0 10 20 30 40 50 60 70
0 2
Djup (cm)
Na %
0 10 20 30 40 50 60 70
0 2
Djup (cm)
Mg %
0 10 20 30 40 50 60 70
0 10
Djup (cm)
Al %
0 10 20 30 40 50 60 70
0 5
Djup (cm)
K %
0 10 20 30 40 50 60 70
0 2
Djup (cm)
Ca %
0 10 20 30 40 50 60 70
0 500
Djup (cm)
Mn ppm
0 10 20 30 40 50 60 70
0 200
Djup (cm)
Rb ppm
0 10 20 30 40 50 60 70
0 500
Djup (cm)
Sr ppm
0 10 20 30 40 50 60 70
0 500
Djup (cm)
Zr ppm
0 10 20 30 40 50 60 70
0 2000
Djup (cm)
Ba ppm
