Länk till Sannäsprojektets rapport

UNIVERSITY OF GOTHENBURG
Department of Earth Sciences
Geovetarcentrum/Earth Science Centre
Sannäsfjorden – en studie av hydrografisk,
bottendynamisk och miljökemisk status
Båtupptagningsplatsen i Sannäs Foto Charlotte Nordberg Backelin
Kjell Nordberg, Lennart Bornmalm,
Ingemar Cato, Lars Arneborg,
Göran Björk & Ardo Robijn
Omslagsbild: R/V Skagerak vid ångbåtsbryggan i Sannäs. Foto Eva Lantz
ISSN 1400-383X C95
Rapport
Göteborg 2012
Mailing address Address Telephone Telefax Geovetarcentrum
Geovetarcentrum Geovetarcentrum 031-786 19 56 031-786 19 86 Göteborg University
S 405 30 Göteborg Guldhedsgatan 5A S-405 30 Göteborg
SWEDEN

Sammanfattning
Föreliggande studie är en första delrapport som producerats inom Sannäsprojektet i
Kosterhavet, standard för miljöanpassat båtupptag. Projektet är indelat i tre delar där vi
kombinerar 1. Uppbyggande och installation av en reningsanläggning för avspolning av
bottenmålade fritidsbåtar, 2. Utbildning av båtupptagningspersonal från marinor och miljö-
och hamnansvariga inom kommuner, 3. En inledande och uppföljande miljökontroll av
Sannäsfjorden.
Här redovisas enbart den vetenskapliga delen (3).
Den vetenskapliga miljöanalysen omfattar hydrografiska/oceanografiska förhållanden och
miljögifter i sedimenten. Syftet med dessa studier är att kartlägga förekomsten och
koncentrationer av föroreningsämnen i fjorden, spåra föroreningskällor och belägga
spridningsmönster. Slutsatser dras om miljöförhållandena, om möjliga åtgärder och framtida
strategier för fritidsbåtar och hållbart nyttjande av skärgårdsmiljön. Undersökningarna
startade sommaren 2008 och kommer att avslutas med en uppföljande provtagningskampanj i
september 2012.
Resultaten av de oceanografiska mätningarna visar att vattnet i Sannäsfjorden med sin grunda
tröskel, är skiktat på ett sätt som gör att cirkulationen är mycket begränsad och att
sedimentpartiklar med tungmetaller och organiska miljögifter stannar kvar och ackumuleras
på bottnarna inne i fjorden. Föroreningarna kulminerar i fjordens djupbassäng varefter
halterna avtar utåt i fjorden mot Kosterhavet. Den kraftigaste ökningen sker i anslutning till
Sannäs samhälle och hamn, vilket pekar ut samhället som den viktigaste punktkällan i fjorden.
Annorlunda fördelade är emellertid de mycket hälsofarliga polyaromatiska kolföreningarna
(PAH), vilka bildas vid förbränning av främst fossila bränslen. Här är halterna låga längst in i
fjorden, halterna ökar signifikant vid Sannäs samhälle, för att sedan gradvis öka ytterligare
utåt i fjorden. Också här är källan tydlig, motorbåtstrafiken med avgasutsläpp i vattnet.
Båttrafiken ökar kumulativt utåt i fjorden och det totala antalet båtar är störst vid
fjordmynningen och lägst i antal i den allra innersta delen av fjorden.
Upptäckten av svår syrebrist under sommar och höst på både djupa och grunda bottnar i
fjorden liksom spår av detta i sedimenten, vittnar om ökad gödning av fjorden under de
senaste 20 åren. Den enda ökning av gödande utsläpp under de senaste årtiondena som kan
beläggas är den starkt ökande båttrafiken under sommarsäsongen. Det finns en trolig koppling
mellan ökande avgasutsläpp i vattnet, övergödning, ökad algtillväxt, syrebrist under
sommaren och försurning av vattenmassorna.
Halterna av vissa tungmetaller och organiska miljögifter är förvånansvärt höga i fjorden, både
höga och mycket höga halter enligt Naturvårdsverkets klassningssystem. Föroreningarna
förekommer i höga halter trots avsaknad av allvarliga utsläpp från industri eller annan urban
verksamhet. Fjordens naturliga fysiska förhållanden och egenskaper, befintliga utsläpp från
jordbruksmark och aktiviteter i Sannäs samhälle, samt sedimentationsförhållanden i
kombination med en stor motoriserad fritidsbåtsflotta och hög sommaraktivitet på fjorden kan
förklara huvuddelen av föroreningsmönstret. Här bidrar förstås också de självpolerande,
giftiga antifaulingfärgerna, med en stor andel importerade norska båtbottenfärger till
belastningen av fjorden.
De preliminära resultaten antyder att nya strategier behöver tillämpas vid i framtidens
fritidsbåtspolicy både på kommunal och på regional nivå.
i

Abstract
The Sannäs Fjord project deals with developing a Swedish standard for a winter boat-storage
facility designed to collect and dispose of environmentally toxic materials, such as bottom
paint, that might be released to the environment during cleaning and storage. The project was
initiated in the summer of 2008.
The project is divided into three parts;
1. We have constructed a modern purification plant at the Sannäs boat-storage plant for taking
care of and disposing environmentally toxic materials, such as bottom paint, that are
generated when the boats are cleaned with high-pressure hoses in the autumn. This plant is
intended to function as a demonstration and education plant.
2. All instruction in the theoretical and practical operation of the plant has been given for free
to environmental and public-health inspectors, and to employees at marinas and yacht clubs
along the Swedish coastline, including lake Vänern. In order to achieve as much awareness as
possible about the project, there was a protracted effort to spread information regarding the
facility throughout the region.
3. A series of scientific, environmental analyses have been carried out, including
investigations of the fjord sediments (before environmental control) and hydrographical and
oceanographic investigations (stratification, currents, circulation, and residence time of watermasses)
along the entire fjord. In addition, the environmental effects will be followed-up by
similar sediment investigations in 2012.
In this report, we present the preliminary results from the scientific part of the project.
The scientific environmental analysis includes hydrographic / oceanographic conditions and
contaminants in the fjord sediments. The purpose of these studies is to identify the presence
and concentration of pollutants, indentify pollution sources and distribution patterns related to
maritime activities that occur in the fjord. Conclusions are drawn about the environment,
about possible responses and future strategies for boat regulations, as well as concerning the
sustainable use of the innermost and most vulnerable coastal environments. Results from the
oceanographic measurements show that the Sannäs Fjord is stratified in three layers, which
are due to the presence of a sill and which limits the water exchange and allows sediment and
pollutants to accumulate and stay in the fjord.
Heavy metals and organic contaminants accumulate along the entire fjord but culminate in the
deep fjord basin. Outside the sill area, the content of contaminants decreases, suggesting that
the fjord functions as a sediment trap. Generally, the most significant increase of pollutants
was observed nearby Sannäs village and in the harbour area, which suggests that the village
most likely is the main source of pollution in the fjord. Distributed differently, are the
polyaromatic carbon compounds (PAHs), which are formed during burning of fossil fuels.
Here, too, the concentrations increase significantly close to Sannäs, and then gradually
increase further out in the fjord. The maximum values were observed in the outermost part of
the fjord. Here the source of pollution is clearly motorboat emissions in the water. Boat traffic
increases gradually outwards in the fjord where the total number of boats is greatest at the
mouth of the fjord and the lowest number in the innermost part of the fjord.
The discovery of severe oxygen depletion in late summer and autumn in both deep and
shallow waters of the fjord, seen also in the sediments, is indicative of increased fertilization
of the fjord during the last c. 20 years. The only new addition of nutrient enrichment in the
area may be the result of the dramatic increase of boat traffic during the summer season.
There is a probable link between rising exhaust discharges in the water, eutrophication,
increased algal growth, oxygen depletion and acidification of the water masses.
The concentrations of both heavy metals and organic pollutants are surprisingly high in the
fjord. High to very high levels, according to the EPA classification system occur despite the
ii

absence of serious pollution from industrial or other urban activities. The fjords’ natural
physical conditions and characteristics, human activities in the Sannäs village, and
sedimentation in combination with the large motorized leisure fleet and high summer activity
on the fjord can explain most of the pollution pattern.
The results suggest that new policies and strategies should be applied in the future at both the
local and regional level.
iii

Innehållsförteckning
Sammanfattning ......................................................................................................................... i
Abstract ..................................................................................................................................... ii
Innehållsförteckning .................................................................................................................. iv
1. Inledning ................................................................................................................................. 1
2. Undersökningsområde ............................................................................................................ 3
2.1 Allmänt ............................................................................................................................. 3
2.2 Hydrografi ........................................................................................................................ 4
2.2.1 Skagerrak ................................................................................................................... 4
2.2.2 Sannäsfjorden ............................................................................................................. 4
3. Allmänt om kartlagda kemiska ämnen och föroreningar ....................................................... 5
3.1 Metaller – användning och miljöpåverkan ....................................................................... 5
3.2 Organiska miljögifter – ursprung och miljöpåverkan ................................................... 8
3.2.1 Organiska tennföreningar (butyltenn) ........................................................................ 8
3.2.2 Polycykliska aromatiska kolväten (PAH) ................................................................. 9
3.2.3 Polyklorerade bifenyler (PCB) ................................................................................. 9
3.2.4 Bekämpningsmedel ................................................................................................. 10
3.2.5 Flammskyddsmedel ................................................................................................. 10
4. Tidigare och angränsande undersökningar ........................................................................... 10
5. Material och metoder ........................................................................................................... 11
5.1 Provtagning och mätning ................................................................................................ 11
5.1.1 Oceanografisk mätning/provtagning ........................................................................ 11
5.1.2. Sedimentprovtagning .............................................................................................. 14
5.2 Analyser .......................................................................................................................... 16
5.3 Normalisering ................................................................................................................. 17
5.4 Datering .......................................................................................................................... 17
5.5 Bedömning av miljökvalitet ........................................................................................... 18
6. Resultat ................................................................................................................................. 18
6.1 Hydrografi ...................................................................................................................... 18
6.2 Bottendynamik ................................................................................................................ 23
6.3 Fördelningen av tungmetaller i Sannäsfjordens ytsediment ........................................... 24
6.5 Fördelningen av organiska miljögifter i Sannäsfjordens ytsediment ............................. 27
6.5.1 Organiska tennföreningar ......................................................................................... 27
iv

6.5.2 Polycykliska aromatiska kolväten (PAH) ................................................................ 29
6.5.3 Polyklorerade bifenyler (PCB) ................................................................................ 31
6.5.4 Bekämpningsmedel .................................................................................................. 31
6.5.5 Flammskyddsmedel ................................................................................................. 35
7. Diskussion ............................................................................................................................ 35
7.1 Hydrografi ...................................................................................................................... 35
7.2 Metaller ........................................................................................................................... 39
7.2.1 Tungmetaller som kan relateras till båtverksamhet ................................................. 39
7.3 Organiska miljögifter ...................................................................................................... 40
8. Preliminära slutsatser ........................................................................................................... 42
9. Framtiden ............................................................................................................................. 43
10. Tack .................................................................................................................................... 44
11. Referenser ........................................................................................................................... 45
Appendix
v

1. Inledning
Föreliggande rapport har författats inom ramen för Sannäsprojektet i Kosterhavet, standard
för miljöanpassat båtupptag.
Projektet är indelat i tre tydliga delar där vi kombinerar 1. Uppbyggande och installation av en
modern reningsanläggning för avspolning av målade bottnar på fritidsbåtar i anslutning till
Sannäs hamn, 2. Utbildning av båtupptagningspersonal, miljö- och hamnansvariga inom
kommuner, samt verksamma vid båtklubbar och småbåtshamnar längs kusten och 3.
Inledande och uppföljande miljökontroll i fjorden av de vidtagna reningsåtgärderna.
Inom denna rapport redovisas den vetenskapliga delen (3). Den vetenskapliga miljöanalysen
omfattar hydrografiska förhållanden, tungmetaller och organiska miljögifter i sedimenten
längs fjordens utsträckning (Fig. 1). Syftet med dessa studier är att kartlägga förekomsten av
och koncentrationer av föroreningsämnen i fjorden, spåra föroreningskällor och
spridningsmönster, samt fördelning av föroreningsämnen i olika bottentyper och
sedimentationsbassänger, i och utanför fjorden. Vidare har vi med
hydrografiska/oceanografiska undersökningar utfört strömmätningar, dokumenterat skiktning,
salt- och temperaturvariationer, uppehållstider för vattenmassorna samt syrgasförhållanden i
Sannäsfjorden. Undersökningarna startade sommaren 2008 och kommer att avslutas med en
uppföljande provtagningskampanj i september 2012.
Sannäsfjorden är en tröskelfjord belägen vid samhället Sannäs, strax norr om Grebbestad och
ca 25 km söder om Strömstad (Fig. 1). Kuststräckan utanför och i det yttre skärgårdsområdet
är klassat med beteckningen ”god ekologisk status” i en länsstyrelserapport ”Samverkansplan
för värdefulla kust- och havsområden” (Isaksson m fl., 2011). Innerskärgården i området
klassades endast som ”måttlig ekologisk status”.
Tanums skärgårdsområde har trots det, ett rikt marint liv och hög biologisk mångfald.
Området hyser bl.a. vidsträckta grunda lerbottnar med ålgräs, som är en unik naturtyp för
svenska västkusten eftersom det i stort sett saknas tidvatten. Grunda ålgräsängar (Zostera
marina och Ruppia spp.) fungerar som barnkammare för torsk och rödspotta och för ål, tre
”rödlistade” och starkt överfiskade arter i svenska vatten. (Appelqvist & Fröjmark, 2000).
Ålgräsängarna har dock under senare år minskat kraftigt och ersatts av igenväxta, livlösa
grunda vikar med fintrådiga alger (Cossellu & Nordberg, 2010a,b samt referenser i dessa).
Sannäsfjorden hyser Sveriges förnämligaste ostronbestånd, vilket var känt redan på 1800-talet
(Nyström, 1899) och inom Tanums skärgårdsområde finns också bland de bästa
hummervattnen längs Sveriges kuster. Sannäsfjorden är ett mycket populärt turist-,
fritidsfiske-, båt, sportdyknings- och friluftsområde. Fjorden är klassad som ett Natura – 2000
område och gränsar till Kosterhavets marina nationalpark. Ändå upptäckte forskare nyligen
att Sannäsfjordens bottensediment innehåller förhöjda halter av tungmetaller och TBT (t ex
Andersson, 2006, Bengtsson & Cato, 2010; Magnusson m fl., 2012; Robijn, 2010, 2012) och
att syrebrist råder i bottenvattnet i stora delar av fjorden under sommaren och hösten (Ödalen,
2012).
1

Figur 1. Karta över Sannäsfjorden utvisande stationer för sedimentundersökningar.
Fig. 1. Location map of the investigation area with the sediment-sample stations indicated.
2

2. Undersökningsområde
2.1 Allmänt
Sannäsfjorden är belägen i norra Bohuslän ca 25 km söder om Strömstad (Fig. 1). Fjorden har
en NNV-SSO utsträckning med en längd som uppgår till ca 7,5 km och med en bredd som
varierar mellan ca 100 m och 800 m. Botten sluttar långsamt från fjordens innersta del ned till
ca 16 m vattendjup ca 500 m söder om Saltpannan där vattendjupet ökar snabbt ned till 32,5
m i en mindre bassäng (300 m × 430 m). Mot NNV begränsas bassängen av en bergtröskel,
som ligger i fjordens smalaste avsnitt och som når upp till 8 m vattendjup. Utanför tröskeln
ökar vattendjupet successivt för att i fjordens yttersta del, vid Västbacken, mynna i en lokal
bassäng på 36 m djup. Den yttersta delen av Sannäsfjordens möter Skagerrak i ett
skärgårdslandskap. Sannäsfjorden är en av Sveriges få tröskelfjordar och följer en gammal
förkastningslinje i bergrunden som senare genom inlandsisen inverkan utmejslats och delvis
sedimentfyllts
I den yttre delen av fjordområdet består omgivningen huvudsakligen av kalspolat berg med
branta klippor av Bohusgranit, medan vegetationen ökar påtagligt längre in i det skyddade
fjordområdet. De branta klipporna ’avbryts’ emellanåt av antingen klappersten, grus- eller
sandstränder alternativt grunda vikar med finkorniga, leriga och siltigt sediment, som vanligen
är bevuxet med ålgräs, (Zostera marina), särskilt på nordöstra sidan av fjorden (Appelqvist &
Fröjmark, 2000).
Fjordens dräneringsområde utgörs huvudsakligen av skogs- och jordbruksmark samt
därutöver anlagd golfbana och bebyggelse bl.a. samhället Sannäs. Till Sannäsfjorden finns
endast ett fåtal tillflöden av färskvatten. I södra delen av fjorden är dock tillflödet av
färskvatten tillräckligt omfattande för att minska salthalten i fjordens ytvattentlager så pass
mycket att typiska färskvattenväxter finns längs den inre strandzonen i fjorden (Olsson, 1975;
Johansson, 2010; Ödalen, 2012). Även grundvattenläckage på stränderna utanför branta
strandsluttningar bidrar till utsötningen av fjordvattnet. Dessa läckage spåras lätt genom
förekomsten av albesånd (Alnus glutinosa) och bladvass (Phragmites communis) längs partier
på ständerna. Det största tillflödet sker dock via Skärboälven som i medeltal har ett årligt
utflöde av 0,65 m 3 /s. Skärboälven har ett avrinningsområde motsvarande 42 km 2 , vilket
omfattar ett flertal jordbruksområden på sin väg till Sannäsfjorden (t ex Lagesson, 2005;
Andersson, 2006; Johansson, 2010; Ödalen, 2012).
I den djupare delen av fjorden, på insidan av tröskeln, utgörs sedimentet av grus, sand och silt,
medan det på den svagt lutande sluttningen, i den inre delen av bassängen, består av gyttjelera
med relativt hög organisk halt. Det grövre sedimentet i djupbassängen vid Saltpannan,
alldeles innanför tröskeln, är troligen ett resultat av stark vattenströmning i tröskelområdet
som emellanåt har mycket hög energi och eroderar bottnarna (Nordberg et al. opublicerat
material; Olsson, 2007; Johansson, 2010; Robijn, 2012).
Eftersom vindarna i fjorden mestadels blåser från sydväst-väst är ålgräsängarna (Zostera
marina) vanligast på nordöstra sidan av fjorden, där vattenomsättningen är större. Sedan
början av 1980-talet har emellertid ålgräsängarna ytmässigt minskat i området från 3,5 km 2
till 3,1 km 2 (Härkönen, 1981; Appelqvist & Fröjmark, 2000). Sedan dess har ålgräsängarna
utbredning minskat ytterligare. Orsaken till minskningen är inte klarlagt, men det kan bero på
en ökad population av betande kanadagäss och svanar. Det kan även vara en normal
svängning inom Zostera populationen (Appelqvist och Fröjmark, 2000). En annan viktig
3

orsak kan vara den sedan 1980-talet explosionsartat ökande utbredningen av fintrådiga
grönalger i dessa vikar (t ex Pihl m fl., 1999; Cossellu & Nordberg, 2010a,b).
2.2 Hydrografi
2.2.1 Skagerrak
Skagerrak. Närmast omgivande hav till Sannäsfjorden är Skagerrak som är en del av
Nordsjön. Två kraftiga ytströmmar dominerar i Skagerrak, den Jutska strömmen och den
Baltiska strömmen. Den Jutska strömmen går längs Nordsjöns östra del utefter Jyllands
västkust, runt Skagens udde och styrs därefter mot Bohuskusten upp mot Väderöarna. Det
vatten som transporteras med Jutska strömmen har en relativt hög salthalt vanligen över 30
‰. Jutska strömmen blandas med den Baltiska strömmen som kommer från södra Kattegatt
och är en nordgående ström längs Sveriges västkust. I höjd med Marstrand förenas Jutska
strömmen och Baltiska strömmen, som tillsammans rinner vidare norrut längs Bohuskusten
och transporterar det blandade ytvatten in i fjordar och skärgårdsområden. Den Baltiska
strömmen övergår sedan i den Norska kustströmmen som transporterar vatten med relativt låg
salthalt vidare utefter norska Sörlandet och ut Norska Havet. Vattnet i den Baltiska strömmen
har sitt ursprung i Östersjön, och har en betydligt lägre salthalt än Jutska strömmen. Salthalten
är ca 20 ‰ utanför Göteborg och ca 25 ‰ i höjd med Sannäsfjorden efter blandning med bl.
a. Jutska strömmen. Vattenståndsvariationerna orsakade av tidvattnet är relativt små mellan
10 och 20 cm beroende på om det är nip eller springflod. Vattenståndet domineras i stället av
variationer i lufttryck och vind.
2.2.2 Sannäsfjorden
Sannäsfjorden. En fjords vattencirkulation är i allmänhet ett komplext system, där tillflöden
av färskvatten från floder och bäckar blandas med havsvatten och skapar ett bräckt ytvatten.
Detta bräckta ytvatten separeras från det underliggande saltare havsvattnet med ett
språngskikt (pyknoklin, haloklin). Turbulens som främst orsakas av vinden ger upphov till
blandning i det översta vattenlagret som medför att skiktet med bräckt ytvatten fördjupas och
ökar i salthalt. Detta ger upphov till så kallad estuarin cirkulation med ett nettoutflöde av
bräckt ytvatten ut ur fjorden och ett inflöde av saltare vatten från havet under ytskiktet.
Vattenlagret mellan det lågsalina flodpåverkade ytlagret och ner till tröskeldjupet brukar
betecknas det intermediära vattnet. Vattenutbytet i detta lager domineras ofta av variationer i
tätheten i kustvattnet utanför fjorden. När tätheten varierar i kustvattnet svarar fjorden med att
skapa en liknade vertikal täthetsfördelning som i kustvattnet. Denna utjämning ger upphov till
ofta starka in och utflöden av vatten på olika djup över tröskelnivån, så kallade intermediära
vattenutbyten.
I tillägg till de ovan nämnda mekanismerna för vattenutbyte sker också ett utbyte på grund av
vattenståndsvariationer. När vattenståndet i havet är högre än i fjorden strömmar det in vatten
i fjorden och vice versa vilket ger upphov till ett utbyte av vatten mellan fjord och hav. Längs
västkusten domineras ofta detta vattenutbyte av tidvattnet trots relativt liten amplitud jämfört
med vattenståndsändringar orsakade av luftryck och vind. Tidvattnet fluktuerar två gånger per
dygn vilket gör att det ger mer utbyte än de större men mer långperiodiska meteorologiska
variationerna.
4

Figur 2. Veckovisa mätningar av temperatur och salthalt i vattenpelaren, i Sannäsfjordens
djupbassäng vid Saltpannan (Stn 5). Mätningarna utfördes mellan april 2003 och januari
2007 (jfr Fig. 1).
Fig. 2. Weekly measurements of temperature and salinity in the water column of the Sannäs
Fjord deep basin at Saltpannan (Station 5). The measurements were performed between April
2003 and January 2007 (see Fig. 1).
Vattenmassan under tröskelnivån brukar benämnas djupvatten. Djupvattenutbytet i en
tröskelfjord sker då en vattenmassa med en högre densitet, vanligen högre salthalt och lägre
temperatur än fjordens befintliga djupvatten, flödar över tröskeln och trycker undan och
ersätter det existerande mindre salta äldre djupvattnet. Dessa vattenutbyten äger oftast rum
under särskilda vindförhållanden, med vindar mellan nord och öst, som mestadels sker under
vinter och vår på svenska västkusten (Stigebrandt, 1980; Björk & Nordberg 2003).
3. Allmänt om kartlagda kemiska ämnen och föroreningar
3.1 Metaller – användning och miljöpåverkan
Tungmetaller är ett samlingsbegrepp för en grupp metaller med likartade egenskaper, som i
olika former är giftiga för miljön, I likhet med andra grundämnen kan de inte brytas ned.
Denna oförstörbarhet medför att tungmetaller ackumuleras och anrikas i näringskedjorna
(bioackumulering). En stor del av dessa metaller är dock i små kvantiteter essentiella, dvs
livsnödvändiga för det biologiska livet, men i högre koncentrationer är de mycket giftiga.
Eftersom tungmetaller i koncentrationer över den naturliga bakgrunden i sediment mestadels
5

kan hänföras till mänsklig aktivitet som t ex avlopps-/spillvattenutsläpp från kommuner och
industrier, hamn- och båtaktiviteter är deras förekomst i sedimenten mycket användbara som
miljöindikator på antropogen påverkan (t ex Syvitski, 1987; Cato, 1990; Alve, 1991; Mil-
Homeus m fl., 2006; Lepland, 2010).
Den geokemiska sammansättningen i sedimenten bestäms av några få oberoende faktorer, där
område och avsättningsmiljö (syreförhållanden och bottendynamik) är en av de viktigaste.
Sedimentets karaktär bestäms av regionens berggrund, mineralsammansättning och det
organiska innehållet. Avsättningsmiljöns energinivå bestämmer till stor del sedimentens
partikelstorlek och organiska halt. Sedimentens kemiska sammansättning karakteriseras av
partiklarnas mineralsammansättning, t ex innehåll av kalciumkarbonat, lermineral, kvarts,
glimmer, fältspat med mera (Asplund, 1979).
Tungmetaller kan bindas, adsorberas eller absorberas, till sedimentpartiklarna på olika sätt
beroende på strukturen, utbytbara katjoner eller innehåll av organiskt material. Formen som
metallen förekommer i sedimentet avgör dess biologiska tillgänglighet (Asplund, 1979; Cato,
1995). Det är vanligt med en positiv korrelation mellan organiskt kol och innehållet av
tungmetaller i ett sediment. Det är välkänt att tillgången på organiskt material spelar en
avgörande roll för innehållet av tungmetaller i sedimenten, dvs ju mer organiskt material,
desto högre tungmetallhalter (Cato, 1977, 1997; Asplund, 1979).
Arsenik (As)
Arsenik är mycket giftig halvmetall och har förmåga att förekomma i allotropa former. Den
förekommer vanligen i olika färger och impregneringsmedel, samt även i vissa insekts- och
ogräsbekämpningsmedel. Det förekommer också arsenik som legering i blyhagel och i
mikrovågskomponenter (Cato, 1997). Arsenik anses ha en biologisk betydelse bl a vid
proteinsyntesen trots grundämnets giftighet och cancerogena effekt (Cato, 1997).
Kadmium (Cd)
Kadmium förekommer i medeltal i mycket låga koncentrationer i jordskorpan och anses inte
vara ett nödvändigt spårämne för organismer (Jonsson, 2000; Cato, 1997). Det adsorberas
huvudsakligen i humusmaterial som avsätts på botten. Under anaeroba miljöförhållanden
bildas kadmiumsulfid och kadmium fixeras till sedimentpartiklarna (Asplund, 1979;
Andersson, 2006). Kadmium är lättlösligt vid låga pH-värden och förs då lätt ut i närliggande
vattenområden (Förstner, 1980; Andersson, 2006). Metallen förekommer främst som
stabilisator vid framställning av PVC och andra plaster, men används också som färgpigment
i glas, plaster och konstnärsfärger samt i skyddande plätering och i batterier. Generell
användningen av kadmium i produkter förbjöds i Sverige 1982 (Jonsson, 2000; Andersson,
2006) men används fortfarande till batterier för t.ex. handverktyg.
Krom (Cr)
Krom är ett livsnödvändigt (essentiellt) spårelement för många biologiska organismer, men i
höga halter är metallen giftig. Krom(VI)föreningar anses vara cancerogena (Cato, 1997). Den
reducerade formen är trevärda kromföreningar, vilken har större bindning till sedimentet än
sexvärda kromföreningar. Detta medför att trevärda kromföreningar bildar svårlösliga
hydroxidföreningar, medan sexvärda kromföreningar är lättlösliga och därmed blir lättare för
organismer att ta upp (Asplund, 1979; Cato, 1997). Det är en relativt vanlig metall i naturen.
Föroreningskällorna är främst från legeringsfabriker och stålverk (Balsberg-Påhlsson m fl.,
1982; Andersson, 2006). Krom används till största delen som legeringsmetall i rostfritt stål, i
ytbehandling och impregneringsmedel (Cato, 1997).
6

Kobolt (Co)
Denna metall förekommer t.ex. i mineralen kobaltit, smaltit och erytrit. Kobolt tillhör de
essentiella spårmetallerna och utgör en central del inom vitaminet B12 vilket är nödvändigt
för människokroppen. Kobolt används som torkmedel i blågel/silicagel, i svart tryckfärg och
kan därför ingå i pappersavfall. Fossila bränslen innehåller kobolt och kan därför spridas vid
förbränning av dessa. Yrkesmässig exponering för kobolt sker främst vid framställning och
bearbetning av hårdmetall. Metallen finns också som förorening i nickel och cement.
Koppar (Cu)
Koppar är ett essentiellt spårelement för nästa alla organismer och är dessutom en viktig del
av många betydelsefulla enzym. I höga halter är koppar giftigt. Metallen binds kraftigt till
organiska partiklar såsom humussyror, men hög salthalt kan motverka adsorption. Däremot
kan finfördelat organiskt material i färskvatten i t ex floder ha en stor betydelse eftersom det
binder stora mängder koppar som sedan transporteras via vattenvägar ut i havet (Balsberg m
fl., 1981). Koppar förekommer endast i stabil form som Cu 2+ och enbart 1% av jonen är i fri
form vilken är toxisk för marina organismer (Jonsson, 2000). Vilken form den förekommer
beror på andelen humus, pH, alkalinitet och kloridkoncentration i vattnet. Koppar har
generellt en mycket god ledningsförmåga och är motståndskraftig mot korrosion. Den är
också mycket vanligt förekommande i många färgprodukter och bekämpningsmedel (Cato,
1997), särskilt som toxiskt antifaulingmedel i båtbottenfärger.
Kvicksilver (Hg)
Flertalet kvicksilverföreningar är mycket starka gifter och till skillnad från andra metaller
bildar kvicksilver förhållandevis stabila alkylföreningar i naturen. Den mest giftiga är
metylkvicksilver, vilken bildas naturligt från oorganiskt kvicksilver (Cato, 1997). I Sverige
upphörde användandet av syntetiskt metylkvicksilver av betat utsäde 1966. Det har under åren
skett ett betydande utsläpp av kvicksilver vid olika tillverkningsprocesser, vid kremering av
människor med amalgamfyllningar i tänderna, bortslängda mätinstrument och termometrar,
bortslängda lågenergilampor etc. Dock har de totala kvicksilverutsläppen till luft i Sverige
minskat under senare år.
Nickel (Ni)
Denna metall är i högre koncentrationer giftigt för flertalet växter och djur, men betraktas
annars som ett essentiellt mikronäringsämne för vissa organismer (Cato, 1997). Nickel anses i
likhet med många andra metaller hämma enzymprocesser, vara cancerogent och ge upphov
till kontakteksem. Vid framställning av rostfritt stål och legeringar används ungefär 80% av
all nickelkonsumtion (Cato, 1997).
Vanadin (V)
Detta grundämne är nödvändigt för flera organismer och ingår bl a i flera enzym t ex
halogenperoxidas, vilket alger använder vid bildandet av organiska halogenföreningar. Flera
av dagens sjöpungar (Ascidier) tillika en del av de organismer som gav upphov till kol- och
oljeanrikningar innehåller vanadin (Cato, 1997). Därför bidrar användandet av fossila
bränslen till antropogen spridning av vanadin. Ett flertal vanadinföreningar är giftiga, framför
allt vanadinpentoxid, vilket används mest. Av det vanadin som produceras används ca 80%
som legeringsmedel främst i form av ferrovanadin inom stålindustrin (Cato, 1997).
7

Zink (Zn)
Zink anses som ett livsviktigt spårelement för alla organismer och är avgörande för mer än
300 enzymers funktion, samt är delaktig i översättningen DNA till RNA. Kadmium och bly
blir giftigt genom att de upptar zinkens plats i dessa molekyler vilket medför att dessa
molekyler blir inaktiva. Zink används som korrosionsskydd (galvanisering) av t ex järn- och
stålytor, i färger, samt i impregneringsmedel och i batterier (Cato, 1997). En annan viktig och
utbredd användning är som antifaulingmedel i båtbottenfärger och till zink-anoder på båtar.
Bly (Pb)
Bly är förhållandevis vanligt förekommande i jordskorpan. Den är dessutom en av världens
mest använda metaller. Bly används t ex i ackumulatorer, legeringar och färger. Vanliga
blyföroreningskällor är förbränning av fossila bränslen, samt tillverkning av cement och
tegelsten. Bly användes som antiknackningsmedel i bensin tills detta förbjöds 1995. En del
blyföreningar är cancerogena och fettlösliga, vilket orsakar en hög grad av bioackumulation
(Cato, 1997). Den mest kända blyhaltiga färgen inom maritima verksamheter är blymönja,
som idag är förbjuden för annat än till yrkesmässig användning.
3.2 Organiska miljögifter – ursprung och miljöpåverkan
Det förekommer många olika organiska miljögifter i vår omgivande miljö och flertalet av
dessa är en allvarlig hälsorisk vilka vanligen ger långsiktiga skador på växter och djur. Om
ämnet dessutom är långlivat i naturen ökar risken för negativa effekter på djur och människor
eftersom dessa miljögifter har en förmåga att lagras i levande vävnader.
Det är ämnets stabilitet, giftighet och förmåga att bioackumuleras som utgör den stora risken
för skador på människor, djur och växtlighet.
Toxiska ämnen är sådana som är giftiga och kan skada levande organismer. Akut toxiska
ämnen kan tillfälligt eller permanent slå ut livsfunktioner och vävnader. Även tillförsel av
mindre mängder av giftiga ämnen kan vara skadliga på sikt och påverka t ex centrala
livsfunktioner. Detta kan på sikt leda till exempelvis tumörer, störningar på reproduktionen
eller immunförsvaret.
Miljögifter är stabila ämnen som inte lätt bryts ned i naturen. De har stora förutsättningar för
att vara toxiska och särskilt om de stannar kvar i miljön under långt tid kallas de vanligen för
persistenta (långlivade). Livsländen beror både på ämnets egenskaper och omgivande miljö.
Exempelvis kan det ta hundratals år för en viss mängd dioxin att halveras i havens
bottensediment, medan samma mängd dioxin i luftens atmosfär bryts ned på bara några dygn.
Risken att ett stabilt ämne åstadkommer skador ökar om det har förmåga att bioackumuleras,
det vill säga kan lagras i vävnader hos växter eller djur. Är ett ämne fettlösligt betyder det
oftast att det kan bioackumuleras. Fettlösliga ämnen kan ansamlas i betydligt högre halter i
fettvävnader än i omgivningen (t ex Bernes, 1998).
Flera ökända organiska miljögifter hör till gruppen halogenerade aromatiska kolväten. Dessa
är i många fall både mycket giftiga, fettlösliga, långlivade och cancerogena. Exempel på
sådana ämnen är t ex PAH, PCB och DDT.
3.2.1 Organiska tennföreningar (butyltenn)
Tributyltenn (TBT) är en organisk tennförening som ursprungligen togs fram som ett
bekämpningsmedel i kampen mot bilharzia (tropisk magsjukdom). Under 1960-talet började
TBT användas i båtbottenfärg för att förhindra påväxt av bland annat alger och havstulpaner
(antifauling). Det kemiska ämnet visade sig vara mycket effektivt i kampen mot påväxt.
8

Under slutet av 1970-talet och början av 1980-talet påvisades dock att TBT hade en mycket
negativ inverkan på den marina miljön, med speciellt kraftig inverkan på snäckor och
musslor. TBT orsakade hos snäckor och musslor hormonrubbningar som medförde imposex
(hanar feminiseras och honor maskuliniseras) och sterilitet hos de vuxna individerna samt stor
dödlighet i larvstadiet (Cato m fl., 2007; Magnusson m fl., 2011). Det har påvisats att TBT
redan vid extremt låga koncentrationer (1 miljarddels gram per liter havsvatten och 20-50
miljarddels gram per kg sediment) påverkar nätsnäckor (Nassa reticulata) negativt. Man
känner idag inte till något annat miljögift som i så låga koncentrationer orsakar så kraftiga
biologiska störningar.
Idag är TBT ersatt till största del med kopparbaserade färger, men resterna av de organiska
tennföreningarna finns fortfarande kvar i sedimenten och under äldre färg på båtar som
tidigare målats med TBT-innehållande bottenfärg. TBT är klassad som ett av de prioriterade
ämnena i vattendirektivet, och är ett av de styrande ämnena vid bedömning och
tillståndsgivning för muddring och dumpning. Tidigare studier i Sverige och omvärlden har
påvisat höga till mycket höga halter i småbåtshamnar och hamnar Bengtsson & Cato, 2010;
Breedveld m fl., 2010). I Sverige förbjöds TBT på fartyg understigande 25 m 1989 och på
fartyg större än 25 m 1993, såvida de inte gick i oceanfart. Inom EU förbjöds användningen
av TBT 1999 och all sjöfart och besök av fartyg målade med TBT-färger förbjöds 2008.
Nedbrytningstiden av TBT är beroende av flera faktorer. Primärt är det a) temperatur - där
halveringstiden ökar med minskande temperatur; b) syrehalt - där halveringstiden ökar med
minskande syresättning och c) ljus, där halveringstiden minskar med ökad instrålning (gäller
främst akvatiskt löst TBT). Generellt har TBT en relativt kort nedbrytningstid i vatten, och
den varierar i vatten med en temperatur av 20°C med mellan 3-8 dagar under ljusa
förhållanden till 7-13 dagar under mörka förhållanden. I sediment är nedbrytningstiden
väsentligt längre, och studier visar på ett stort spann i halveringshastigheten beroende på
lokala förhållanden, med ca 1 år under aeroba (syrerika) förhållanden och ca 2 – 5 år under
anaeroba förhållanden (syrebrist). Nedbrytningsprodukterna av TBT är DBT (dibutyltenn)
och MBT (monobutyltenn) samt slutligen rent tenn. Det senare är inte giftigt i naturliga halter
(t ex Cato, 2003; Cato m fl., 2007).
3.2.2 Polycykliska aromatiska kolväten (PAH)
Polycykliska aromatiska kolväten (PAH) bildas och sprids till naturen huvudsakligen genom
förbränning av petroleumprodukter som exempelvis bensin och dieselolja i
förbränningsmotorer men även vid vedeldning och skogsbränder. PAH består av två eller fler
aromatiska ringar (kolväteringar). Det har visats sig att flera PAH:er är starkt
cancerframkallande och har toxiska effekter, vilket medför att de är mycket miljöfarliga.
Eftersom PAH har långsam nedbrytning har de negativ påverkan på miljön under lång tid
innan de bryts ner. PAH:s vattenlöslighet varierar med storleken på molekylen. En större
molekyl innehåller flera bensenringar och eftersom de är polära blir molekyler med fler
bensenringar mer svårlösliga i vatten (Kennish, 1997; Lundström, 2009).
De bakterier, alger och svamp som bryter ner PAH är främst aktiva i bottensedimenten.
Eftersom dessa organismer behöver syrgas för att kunna leva är de begränsade till syresatta
bottnar. Det sker därför inte någon signifikant nedbrytning i anoxiska (syrefria) miljöer, vilket
resulterar i att det där förekommer högre halter (Kennish, 1997; Lundström, 2009; Breedveld
m fl., 2010).
3.2.3 Polyklorerade bifenyler (PCB)
Polyklorerade bifenyler (PCB) är en grupp miljö- och hälsoskadliga kemikalier som
utvecklades på 1920-talet. PCB-föreningar består kemiskt av två aromatiska ringar. De räknas
till gruppen långlivade organiska föroreningar. I kroppens fettvävnad anrikas PCB eftersom
9

de är fettlösliga. Höga halter av PCB i kroppen riskerar att ge leverskador och cancer. Trots
att det tidigt blev känt vilka allvarliga miljöeffekter PCB förorsakar fortsatte användningen av
detta i flera decennier. I Sverige förbjöds PCB i två omgångar, 1973 då användningen av PCB
förbjöds i annat än slutna system och 1978 då all nyanvändning förbjöds. Ämnet finns
emellertid fortfarande kvar i miljön på grund av dess långsamma nedbrytning (Breedveld m
fl., 2010).
Hög PCB-halt i djur, har medfört grundläggande beteendeförändringar, gett cancersjukdomar
och skapat sterilitet. Detta har orsakat att djurbestånd försvunnit från många områden.
3.2.4 Bekämpningsmedel
Klordaner och HCH är bekämpningsmedel vilka kan ge upphov till testikelcancer och en
begränsad fertilitet. Diklordifenyltrikloretan (DDT) med dess aktiva komponent (p,p-DDT)
och dess nedbrytningsprodukter p,p-DDE och p,p-DDD, liksom lindan (γ-HCH) och klordan,
är samtliga insekticider och uppmärksammade miljöfarliga substanser. HCH används även
som svampbekämpningsmedel. Nedbrytningsprodukten p,p-DDE är mycket svårnedbruten
och kan orsaka äggskalsförtunning hos fåglar.
På senare år har DDT, HCB, HCH och klordaner åter diskuterats då många av de ingående
beståndsdelarna anses kunna ha hormonstörande egenskaper. Förutom o,p-DDT och p,p-DDT
antas även beta- och gamma-HCH samt transnonaklor och oxyklordan ha estrogena
egenskaper, medan HCB anses ge upphov till antiöstrogena effekter och p,p-DDE uppvisar
antiandrogena effekter. Klordaner som är ett bekämpningsmedel mot insekter har endast
använts i begränsad omfattning i Sverige och förbjöds 1971 (Bernes, 1998), men ändå finner
vi dem i de allra yngsta marina sedimenten.
3.2.5 Flammskyddsmedel
Flamskyddsmedel används i produkter som kan vara brandfarliga, såsom plaster, textilier och
elektronisk utrustning. Flamskyddsmedel vars kemiska struktur innehåller grundämnet brom
kallas för bromerade flamskyddsmedel. Det finns omkring 70 olika typer och många av dem
förekommer i relativt höga halter i miljön.
Den kemisk struktur för bromerade flamskyddsmedel liknar miljögifter som PCB och DDT.
Alla dessa kemikalier är fettlösliga. Det gör dem mer miljöfarliga eftersom fettlösliga
kemikalier lättare lagras i levande organismer än de vattenlösliga. Flamskyddsmedel kan vara
en viktig orsak till prostatacancer (t ex Bernes, 1998).
4. Tidigare och angränsande undersökningar
Ett begränsat antal miljörelaterade undersökningar har tidigare utförts i Sannäsfjorden. För
länsstyrelsen i dåvarande Göteborgs – och Bohus län genomförde Olsson (1975) en
inventering av naturområdet i fjordomgivningen. År 1981 undersöktes bottenfaunan i
Sannäsfjorden och dess närhet (Härkönen, 1981). Appelqvist och Fröjmark (2000) utförde en
uppföljning av Härkönens tidigare studie av ålgräsängar och år 2000 undersökte Wattwil
(2001) de bentiska foraminiferernas (encelliga bottenlevande amöbadjur) utveckling i
Sannäsfjordens djupbassäng. Denna studie följdes 2005 av miljögeologisk undersökning av
tungmetallkoncentrationen i fjordens sediment (Andersson, 2006). Då analyserades fem olika
tungmetaller i sedimenten i fjordens djupbassäng. Länsstyrelsen har undersökt tillflödet av
kväve och fosfor till fjorden via Skärboälven, t ex Ruist (2008). Nordberg (opublicerat
material) utförde veckovisa hydrografiska mätningar i Sannäsfjorden under tre år, mellan april
2003 och januari 2007, vilka Olsson (2007) kompletterade, sammanställde och drog slutsatser
10

utifrån (Fig. 2). Mätningarna utfördes i fjordens djupbassäng vid Saltpannan och vid en
referensstation utanför fjordens mynning, vid Västbacken. Johansson (2010) beräknade flöden
och vattenomsättning i Sannäsfjorden baserat på data från ett ADCP-mätinstument som inom
Sannäsprojektet placerats på fjordtröskeln 2008. Ödalen (2012) utförde mätningar och
beräkningar av vattenomsättningen i den inre delen av Sannäsfjorden. I samband med dessa
studier upptäcktes bl.a. syrebrist i denna del av fjorden, en företeelse som tidigare varit okänd.
Bengtsson & Cato (2010) publicerade en rapport om TBT-halter i småbåtshamnar i Bohuslän,
där Sannäsfjorden ingick med en station. Robijn (2012) undersökte miljöutvecklingen i
Sannäsfjorden genom att studera en lång sedimentkärna från djupbassängen vid Saltpannan.
Studien inkluderade analyser av tungmetaller, bentiska foraminiferer och högupplösande
kronologi. Kärnan omfattade de senaste 250 åren. Harland et al. (2012) studerade förekomsten
av vilceller av dinoflagellater (växtplankton) i sedimenten från fjorden. Kärnan representerade
de senaste ca 50 åren.
5. Material och metoder
5.1 Provtagning och mätning
5.1.1 Oceanografisk mätning/provtagning
Hydrografiska mätningar och provtagningar genomfördes inom ramen för Sannäsprojektet,
mellan 24 juni och 19 september 2008 (Fig. 3a-b). Undersökningarna utfördes med hjälp av
CTD-sond (Seabird 19 plus) vid 32 mättillfällen, kontinuerlig strömmätning med strömmätare
(MINI Current Meter, model SD-6000), samt en ADCP (Acoustic doppler current profiler
(600 kHz Workhorse). Den senare placerats på fjordtröskeln. Dessutom utplacerades en
mätrigg med en ADCP på bassängbottnen med CTD-sonder var 5:e meter upp till ett
vattendjup av ca 3 m under vattenytan mellan 9 september 2010 och 4 maj 2011. Strategin var
att dokumentera de hydrografiska förhållandena, med en hög detaljupplösning, under
sommarförhållanden, dvs, under den årstid då fritidsbåtaktiviteten är som störst och
vattenmassorna är som starkast skiktade och mest stagnanta.
CTD-mätningar
Med en Seabird 19 plus CTD sond (Conductivity, Temperature, Depth) uppmättes salthalt
temperatur och vattendjup i vattenpelaren. Sonden stabiliseras i vattenytan, därefter sänks den
med jämn hastighet ned till botten. Mätning sker 8×/sek med en noggrannhet av tusendels
grader och tusendels promille (‰). Mätningar utfördes vid 32 tillfällen, fördelat på 15
stationer i fjorden (Fig. 3). Efter den 22 augusti ingick även syremätningar i programmet.
Under perioden utfördes provtagning en gång i veckan med en morgon- och en
eftermiddagsmätning vid respektive station. Det genomfördes också ett intensivprogram med
dubbla mätningar under 5 dagar i följd under tre veckor.
11

Depth (m)
0
20
0
20
0
20
0
20
0
20
0
20
0
20
0
20
0
20
2008/07/25
2008/08/1
2008/08/5
2008/08/12
2008/08/21
2008/09/2
2008/09/9
2008/09/15
2008/09/19
Temperature (°C)
0 1 2 3 4 5 6 7
Figur 3a-b. Under perioden 22 juli till 19 september 2008 genomfördes högupplösande
temperatur- och salthaltsmätningar i längsprofiler i Sannäsfjorden. Isotermerna
(temperaturen) anges med ett intervall om 1 o C och isohalinerna (salthalten) med ett intervall
om 1 ‰ (≈ PSU). Efter Ödalen (2012).
Fig. 3a-b. During the period between July 22 and September 19, 2008, high-resolution
measurements were performed along profiles in the Sannäs Fjord. Isotherms (temperature)
are given with an interval of 1 o C and isohalines (salinity) at an interval of 1‰ (≈ PSU). After
Ödalen (2012).
12
20
15
10
20
15
10
20
15
10
20
15
10
20
15
10
20
15
10
20
15
10
20
15
10
20
15
10

Depth (m)
0
20
0
20
0
20
0
20
0
20
0
20
0
20
0
20
0
20
2008/07/25
2008/08/1
2008/08/5
2008/08/12
2008/08/21
2008/09/2
2008/09/9
2008/09/15
2008/09/19
Salinity
0 1 2 3 4 5 6 7
13
30
20
10
30
20
10
30
20
10
30
20
10
30
20
10
30
20
10
30
20
10
30
20
10
30
20
10

ADCP-mätning
På fjordtröskeln placerades en rigg på vilken en ADCP och en CTD (Microcat CTD) sond var
monterade. Denna placerades ut med hjälp av dykare på 15 m djup, innanför tröskeln (Fig. 4).
Utrustningen mätte vattenströmningen var 5:e minut i tre riktningar på vattendjupen mellan
12,2 m och upp till 1,2 m under vattenytan. Riggen var utplacerad mellan den 24 juni 2008
och 9 september samma år. Mätnoggrannheten för strömmätningarna var ±1cm/sek.
Gyttreströmmätare
I den inre delen av fjorden vid Sannäs samhälle utfördes strömmätningar med två
Gyttremätare (MINI Current Meter, model SD-6000) (Fig. 4). Dessa placerades hängande i en
boj under vattenytan. Riggen hade förankrats med en lina till botten. Beroende på
vattenståndsvariationerna varierade vattendjupet mellan 0,5 och 1,5 meter under vattenytan.
Denna variation innebar att instrumentet inte alltid mätte strömmarna i ytvattnet utan också
det intermediära vattnet på djup >1m. Strömhastigheter och strömriktning (inbyggd kompass)
mättes automatiskt var 30:e minut. Gytteremätarna är mekaniska instrument och kunde endast
registrera hastigheter som översteg 1,4 cm/sek.
5.1.2. Sedimentprovtagning
I Sannäsfjorden insamlades sedimentkärnor under perioden 9 – 10 september 2008 respektive
7 – 10 september 2009, samt 7 – 9 september 2010. Totalt inhämtades sedimentprover från 15
provtagningsstationer, varav flertalet ligger i en transekt (i ett längsgående snitt) från den inre
delen av fjorden till mynningsområdet utanför fjordens tröskel. År 2007 provtog även
Sveriges geologiska undersökning (SGU) en station (SSK07-4,5 (SGU prov nr 07-0076)) i
fjordens djupbassäng vid Saltpannan, vilken analyserades med avseende på utvalda
grundämnen och organiska miljögifter i ytskiktet. Därutöver har Länsstyrelsen 2010 provtagit
sediment från en station i anslutning till båtupptagningsplatsen och spolplattan. I detta
sedimentprov analyserades organiska tennföreningar. Kartan i figur 1 visar samtliga
sedimentprovtagningsstationer inom undersökningsområdet. Stationerna positionsbestämdes
med hjälp av DGPS ombord på r/v Skagerak och med hjälp av en Garmin GPSmap 60CSx i
arbetsbåtar. Vattendjup mättes med r/v Skageraks fasta ekolod samt ett enstråligt ekolod,
Garmin Fishfinder 100, på arbetsbåtarna. Samtliga uppgifter redovisas i Tabell 1 jämte
provtagningsdatum och vattendjup.
Vid insamlingen av sedimentkärnorna 2008 användes en Multicorer Mark III-400 och vid
expeditionerna 2007 (SGU), 2008, 2009 och 2010 utfördes provtagningen med hjälp av en
Gemini corer (Niemistö, 1974). Med undantag för provtagningen 2007 då SGUs
undersökningsfartyg S/V Ocean Surveyor nyttjades har all sedimentprovtagning utförts från
Göteborgs universitets forskningsfartyg R/V Skagerak. Multicorer Mark III-400 ger
sedimentkärnor med en diameter av 100 mm och en maximal längd av 500 mm, medan en
Gemini corer kan ta längre sedimentkärnor (800 mm) med en diameter av 82 mm.
14

Figur 4. Batymetrisk karta over Sannäsfjorden med de hydrografiska mätstationerna
markerade. Sannäs samhälle med hamn och båtupptagningsplats, fjordens djupbassäng vid
Saltpannan, fjordtröskeln, Skärboälven och samhället Västbacken utanför fjorden visas också.
CTD-stationer anges med blå punkter med stationsnummer, samt tre tvärgående profiler.
Platser där Gyttere-mätningar utförts är angivna med röda punkter, medan lokalen där ADCPinstrumentet
varit placerat är markerat med grön punkt. Modifierad efter Ödalen, (2012).
Fig. 4. Bathymetric map of the Sannäs Fjord with the hydrographic monitoring stations
marked. The Sannäs village with habour and the location for boat hauling, the deep basin of
the fjord, Saltpannan, the fjord sill, Skärboälven, and the village Västbacken outside the fjord
are also shown. The CTD-stations are indicated by blue dots with station number and the three
transverse profiles. The location where Gyttre measurements were performed are indicated by
red dots, while the area where the ADCP instrument was placed is marked with a green dot.
Modified after Ödalen (2012).
15

Sedimentkärnornas längd i denna studie varierade mellan 300 och 500 mm och bestod av
homogen gyttjelera, från mörkgrön till svart färg vid några stationer. För kvalitetskontroll
röntgades minst en sedimentkärna från varje station med hjälp av en Andrex BV
(155 140kV/10mA) portabelt röntgeninstrument. SGUs sedimentkärna (SSK07-4,5)
dokumenterades med digital röntgenteknik. Kvalitetskontrollen genomfördes för att
säkerställa att sedimentkärnorna inte var störda genom kraftig omgrävning av organismer
(bioturbation) eller annan fysisk påverkan, t ex ankring.
Vid samtliga stationer togs prov från sedimentkärnans yta (0 – 1 cm) och från sex stationer
togs dessutom prover från djupare nivåer med en centimeters intervall ner till 20 cm
sedimentdjup och därefter varannan cm till sedimentkärnans botten. Proverna delades upp och
överfördes till polyeten plastburkar för oorganiska analyser respektive glasburkar för
organiska analyser samt frystes in i väntan på kemiska analyser. Alla prover vägdes innan
frystorkning. Prover avsedda för organiska miljögifter frystorkades inte.
Tabell 1. Datum, positionsuppgifter, vattendjup och beräknade ackumulationshastigheter för
sedimentprovtagningsstationer i Sannäsfjorden.
Tab. 1. Time of sampling, location information, water depth and estimated accumulation rates
in the sediment sampling stations of the Sannäs Fjord.
Stations‐id Datum Latitud N
(WGS84)
5.2 Analyser
Vattenkvot i sedimentet bestämdes genom vägning före och efter frystorkning.
Bestämningarna utfördes vid Institutionen för geovetenskaper (GVC), Göteborgs universitet
(GU). Vattenhalten beräknades från torrsubstansen och uttrycks i procent av det frystorkade
provets vikt (visas inte i föreliggande rapport).
16
Longitud E
(WGS84)
Vattendjup
(m)
Ackhast
mm/år
SSK08‐1 2008‐09‐09 58 o 43.487’ 11 o 14.966’ 7 2,75
SSK08‐2 2008‐09‐10 58 o 44.040’ 11 o 14.637’ 9 4
SSK09‐2,5 2009‐09‐07 58 o 44.122’ 11 o 14.651’ 8,5 4
SSK08‐3 2008‐09‐09 58 o 44.425’ 11 o 14.566’ 9 5,7
SSK08‐4 2008‐09‐09 58 o 44.645’ 11 o 13.823’ 11,5 4
SSK09‐4,5 2009‐09‐07 58 o 44.988’ 11 o 13.192’ 25,5 10‐13
SSK08‐5 2008‐09‐09 58 o 45.005’ 11 o 13.156’ 30 10‐13
SSK09‐5,5 2009‐09‐07 58 o 45.340’ 11 o 12.710’ 21,5 2,7
SSK08‐6,5 2008‐09‐10 58 o 45.447’ 11 o 12.214’ 15 2,75
SSK08‐7 2008‐09‐10 58 o 45.668’ 11 o 12.114’ 17
SSK08‐8 2008‐09‐11 58 o 46.072’ 11 o 11.769’ 26
SSK08‐9 2008‐09‐10 58 o 46.769’ 11 o 10.944’ 32
SSK08‐10 2008‐09‐10 58 o 44.452’ 11 o 14.655’ 5,7
SSK08‐11B 2008‐09‐11 58 o 44.334’ 11 o 14.703’ 7,5
SSK10‐11A 2010‐10‐23 58 o 44.318’ 11 o 14.720’ 3

Totalt organiskt kol (TOC) och totalkväve (TN). Vid bestämning av innehållet av TOC och
TN homogeniserades det frystorkade provet i en agatmortel till ett fint pulver för att därefter
vägas in i silverkapslar på Cahn mikrobalansvåg. Kapslarna med sediment syrabehandlas
därefter med ångorna från saltsyra (HCl) i en exsickator under två dygn för upplösning av
karbonatinnehållet i sedimentet. Därefter placerades silverkapslarna i tennkapslar och förslöts.
Det organiska innehållet bestämdes sedan i en Carbo Erba Nitrogen Analyzer NA 1500.
Analyserna utfördes vid Institutionen för geovetenskaper (GVC), Göteborgs universitet (GU).
Laboratoriet vid GVC är inte ackrediterat för analysen. Kol/kväve- (C/N) kvoter beräknades
och plottades tillsammans med kol och kvävehalterna i figur 9. I appendix finns alla rådata
från sedimentanalyserna.
Spårelement. Ett halvt gram sedimentprov lakades i salpetersyra (7M HNO3 p.a). Lakningen
utfördes i slutna teflonbehållare i mikrovågsugn (CEM MDS-81D Microwave Digestion
System). Slutbestämning skedde med hjälp av plasmaemissions- och masspektrometri
(Inductively Coupled Plasma Quadro Mass Spectrometri, ICP-QMS). Analyserna har skett
enligt modifierade EPA-metoder 200.7 respektive 200.8 (Sv.std.). Resultaten har jämförts
med certifierade standarder (GSD-2, GSD-4, GSD-8). Analyserna utfördes av ALS
Laboratory Group i Luleå. Laboratoriet är ackrediterat för analyserna.
Ett mindre antal prover analyserades också med samma metod vid Institutionen för
geovetenskaper (GVC), Göteborgs universitet (GU). Elementbestämningen skedde även i
detta fall med en ICP-MS.
Organiska miljögifter. Sediment sohlextraherades under 24 timmar med aceton/hexan. Detta
upprepades två gånger med efterföljande rening. Polyaromatiska kolväten (PAH) har bestämts
med hjälp av hög prestanda vätskekromatograf (HPLC). Analysen baseras på certifierade
standarder 1647d Priority Pollutant Polycyclic Aromatic Hydricarbons.
Klorerade ämnen har bestämts med hjälp av högupplösande gaskromatograf (GC-MS) försedd
med SPI-injektor och EC-detektor. Resultaten har jämförts med certifierade standarder från
Dr Ehrenstorfer, Accustandard Inc., och Larodan. Analyserna utfördes av Svenska
miljöinstitutet (IVL) i Göteborg och Stockholm. Laboratoriet är ackrediterat för analyserna.
5.3 Normalisering
Provets innehåll av totalt organiskt kol användes bl a till att normalisera koncentrationen av
metaller. Normaliserade värden utgör kvoten mellan ämnets koncentration och
koncentrationen TOC. Detta görs för att halter skall kunna jämföras mellan områden i fjorden
med olika innehåll av organiskt kol (t ex Cato, 2006).
5.4 Datering
Åldersdateringen av sedimentkärnorna har huvudsakligen baserats på
tungmetallkoncentrationer. I början av 1950-talet ökade utsläppen av främst kadmium och bly
som ett resultat av införandet av konstgödsel i jordbruket och ökad användning av bly i
bensinen. Dessa förändringar är lätta att spåra i sedimenten, samt att bly i bensinen förbjöds
1995, vilket ger en påtaglig minskning av bly i sedimenten. I en 2 m lång sedimentkärna från
Salpannanbassängen (Stn 4,5) utfödes fyra 14 C analyser. Resultaten från dessa visade att
17

metallkurvorna som användes för åldersdateringen var i överensstämmelse med 14 C
dateringens beräknade medelackumulationshastighet (Robijn, 2012).
5.5 Bedömning av miljökvalitet
Ytsedimentenprovens miljöstatus har bedömts och klassats (se Tabell 2) i enlighet med
Naturvårdsverkets bedömningsgrunder för miljökvalitet i kust och hav (Naturvårdsverket
1999, 2005).Klassningen omfattar 5 klasser för tungmetaller, där klass 1 (blå färg) motsvarar
ingen/
obetydlig avvikelse från jämförelsevärdet, dvs avvikelse från den naturliga bakgrunden
och klass 5 (röd färg) ett starkt påverkat område med mycket stor avvikelse från
jämförelsevärdet av ifrågavarande tungmetall (Tabell 3). Klassningssystemet är liknande för
organiska miljögifter. Enda skillnaden är att jämförelsevärdet är noll i det senare. Resultatet
av klassningen redovisas i tabellerna 3-8.
Tabell 2. Klassificering av organiska miljögifter och metaller enligt Naturvårdsverkets
bedömningsgrunder (Naturvårdsverket 1999).
Tab. 2. Classification of organic pollutants following the Environmental Protection Agency
criteria (Naturvårdsverket 1999).
6. Resultat
6.1 Hydrografi
Organiska miljögifter
Halt
Klass 1 Ingen halt
Klass 2 Låg halt
Klass 3 medelhög halt
Klass 4 Hög halt
Klass 5 Mycket hög halt
Fjordens vattenvolym innanför tröskeln vid Saltpannan är beräknad till ca 12 x 10 6 m 3 (Olsson
2007). Volymen under tröskeldjupet innanför tröskeln är beräknad till ca 1,65 x 10 6 m 3 och
följaktligen kan vattenvolymen ovan tröskeldjupet uppskattas till ca 10,4 x 10 6 m 3 . Figur 2
visar tidsvariationer av den vertikala temperatur och saltskiktningen vid Saltpannan från de
veckovisa mätningarna under 2003-2007. I det intermediära vattnet över tröskeldjupet på 8
meter sker det stora och ofta snabba variationer i salthalt från ca 18 ‰ till 33 ‰. Dessa
variationer avspeglar liknande salthaltsvariationer i kustvattnet utanför fjorden. Under 8-10 m
djup påträffas djupvatten med generellt högre salthalt och densitet och med mindre variation.
Under sommarhalvåret är temperaturskiktningen vanligen stark då ytvattnet är varmt. Normalt
är då temperatursprångskiktet beläget vid tröskeldjupet, 8 m (Fig. 3a-b). Data från
intensivmätningsperioden under sommaren 2008 ger en mer detaljerad bild av de
hydrografiska förhållandena i fjorden i både tid och rum (Fig. 3a-b). Längdsnitten från olika
dagar av salthalt från fjordens inre del till Västbacken visar stora tidsvariationer över
18
Metaller
Avvikelse från jämförvärdet
Klass 1 Ingen eller obetydlig avvikelse
Klass 2 Liten avvikelse
Klass 3 Tydlig avvikelse
Klass 4 Stor avvikelse
Klass 5 Mycket stor avvikelse

0
tröskeldjup i de inre delarna av fjorden och variationer ner till större djup vid Västbacken. I
djupvattnet innanför och under tröskeln är det mer konstanta förhållanden. Notera att
salthaltssprångskiktet relativt ofta ligger nära tröskeldjupet i de inre delarna av fjorden vilket
gör att det här bildas ett tunt lager med hög salthalt nära botten. Detta språngskikt begränsar
blandningen och därför också flödet av syrgas mellan överliggande vattenmassor och
sedimentet. I dessa observationer visas också påverkan av lokal sötvattentillrinningen i form
av ett tunt skikt med lågsalint vatten närmast ytan i vissa av längsnitten t ex den 09/15 och
08/12.
Om fjorden skulle indelas efter olika vattenmassor har dessa skilda uppehållstider och typiska
rörelsemönster ut och in i fjorden. Det tunna och bräckta ytvattenskiktet strömmar normalt ut
ur fjorden, ett nettoutflöde. Det intermediära lagret har vanligen en nettorörelse in i fjorden
som kompenserar för det utflödande vattnet i ytskiktet. Det intermediära vattnet och ytvattnet
har tillsammans en uppehållstid i fjorden på 5-20 dygn (Olsson 2007) baserat på veckovisa
mätningar under perioden 2003-2007. Johansson (2010) beräknade den genomsnittliga
uppehållstiden till 6 dygn för detta vatten baserat på både strömmätningar vid tröskeln och
hydrografiska mätningar under 2008. Tidvattnet bidrar till ett vattenutbyte motsvarande 5
m 3 /s, medan den estuarina- och intermediära cirkulationen bidrar till 7,5 m 3 /s vardera. Med ett
medelvattenflöde om totalt 20 m 3 /s, är den genomsnittliga uppehållstiden ovanför tröskeln
cirka 6 dygn.
Bottenvattnet däremot byts betydligt mer sällan. Här sker vattenutbytena mer som distinkta
händelser vilka inte sällan äger rum med stor energi. Mätningarna under 2003-2006 visar att
djupvattenutbyten sker ungefär 5 gånger/år (Olsson, 2007). De flesta av dessa vattenutbyten
sker på så sätt att vatten med hög hastighet, salthalt och täthet strömmar in och ersätter det
gamla djupvattnet under tröskelnivån vilket är den normala utbytesmekanismen för fjordars
djupbassänger (Fig. 2 och 5). Vissa av vattenutbytena sker dock på ett annat sätt dvs utgörs
inte alltid av tungt, salt bottenvatten. Istället ersätts djupvattnet med intermediärt fjordvatten
med relativt låg densitet. Mekanismen för detta är troligtvis att det strömmar in vatten med
stor hastighet över tröskeln vilket ger upphov till stark turbulens, blandning och förmodligen
också lokal cirkulation i djupvattnet så att detta blandas upp och snabbt ersätts med
intermediärt vatten. Detta sker vanligen under hösten med strömhastigheter på upp till ca 2
knop (ca 1m/sek). Detaljerna bakom denna mekanism är ännu inte helt klarlagda.
Figur 5. Strömhastighetsbestämningar utfördes var femte minut med hjälp av ett ADCPinstrument
vilken placerades strax innanför fjordtröskeln. Figuren visar variationer i
strömhastigheter över tid och djup. Positiva hastigheter är riktade in i fjorden och negativa
hastigheter strömhastigheter ut över fjordtröskeln (Jfr. Fig. 4). Notera inflödet av vatten i
samband med ett djupvattenutbyte den 6 augusti 2008. Efter Johansson (2010).
Fig. 5. Current velocity determinations were performed every five minutes using a ADCP
instrument which was placed just inside the fjord sill. The figure shows the variations in
current velocities against time and depth. Positive velocities are directed into the fjord and
negative velocities out of the fjord passing over the fjord sill (cf. Figure 4). Note the flow of
water in the context of a deep-water exchange on August 6, 2008. After Johansson (2010).
19

Efter kraftiga regn liksom vid snösmältning, förekommer ett ca 1 m tjockt bräckt,
sedimentrikt och beige-ljusbrunt ytvattenskikt i fjorden. Detta är tydligast utvecklat i fjordens
inre del, innanför tröskeln. Efter några dagar sedimenterar sedimentpartiklarna och vattnet är
då klart men brunfärgat av humusämnen. Under föreliggande intensivstudie observerades ett
lågsalint ytvattenskikt med salthalt under 15 ‰ vid flera tillfällen (Figur 6 visar ett exempel).
Vid de vanligaste vindriktningarna i området, dvs vid vindriktningar mellan sydväst och
nordväst, pressas ytvattnet mot den östra och nordöstra sidan av fjorden. Det innebär att det
färska och det bräckta vattnet, liksom sedimentpartiklar och föroreningsämnen, med vindens
hjälp trycks mot stranden. Ytvattenskiktet blir därmed lite tjockare på denna sida av fjorden
(Fig. 6).
Figur 6. Översikt över tvärprofiler betraktade mot söder i fjorden (för profilernas lokalisering
se Fig. 4). Observationen är gjord den 9 september 2008 och visar att vinden pressar bräckt
ytvatten mot västra stranden. Notera att nära botten kan effekterna av interpoleringen
förorsaka en något felaktig tiltning av isolinjerna. Det översta tvärsnittet anger temperatur,
medan det mellersta visar salthalt och det nedersta tvärsnittet anger densitet. Efter Ödalen
(2012).
Fig. 6. Overview of cross sections viewed to the south of the fjord (see Fig. 4 to view the
location of the profiles). The observation was performed on September 9, 2008, and show that
the wind is pushing the brackish surface water towards the western shore. Note that near the
bottom, the effects of the interpolation result in a slightly inaccurate tilting of the contour
lines. The top section represents temperature, the middle shows the salinity, and the lower
section indicates density. After Ödalen (2012).
I de innersta delarna av fjorden uppträder vid kraftiga regn och höga färskvattenflöden,
extremt låga salthalter i den översta metern. Någon sådan händelse skedde inte under
föreliggande studie, men mycket låga salthalter är konstaterade i Sannäs då fisk och skaldjur
dött i sumpar som placerats inom de översta 100 centimetrarna av vattenmassan. Förmodligen
är ytvattnet i de innersta delarna under sådana här tillfällen nära nog färskt. Dessa händelser
upprepas vid flera tillfällen varje år.
20

Den högsta salthalten som uppmätts är 35 ‰ vilket endast inträffar i samband med upwelling
då salt bottenvatten från Skagerrak ersätter det gamla vattnet. Vid dessa tillfällen är hela
fjordens vattenpelare homogen med samma höga salthalt, från botten upp till ytan.
Temperaturen i ytvattnet är mycket variabel då det står i direkt kontakt med atmosfären vilket
innebär effektivt utbyte av värme och temperaturen följer därför till stor del lufttemperaturen.
Ytvattentemperaturen varierar mellan 0° eller något lägre, till +23°C under den varmaste
perioden på sommarn (Fig. 2 och 3a). Undantagsvis kan ytterligare något högre temperaturer
utvecklas vid kraftiga högtryck i samband med en värmebölja, +26°C har uppmätts i fjorden
vid enstaka tillfällen. I bottenvattnet, på 30 m djup, varierar temperaturerna mellan +4°C och
+17°C. De högsta temperaturerna utvecklas generellt på sensommaren och hösten efter en
stagnationsperiod då sommarens värmesignal har hunnit tränga ned till botten. De allra högsta
temperaturerna i den djupaste delen av fjorden uppträder dock plötsligt i samband med att
varmt intermediärt vatten med hög energi tränger in i fjorden och byter vatten i djupbassängen
(Olsson 2007)(Fig. 2).
Syreförhållanden i fjorden
I Sannäsfjordens djupbassäng vid Saltpannan, uppstår regelbundet perioder av stagnation, dvs
perioder då vattnet blir stillastående och inget vattenutbyte sker. De flesta sådana perioder
uppträder mellan januari och september och kan ha en varaktighet på flera månader (Olsson
2007). Under sådana perioder konsumeras syre genom nedbrytning av organiskt material,
såsom planktonorganismer, alger och organiskt material från land. Syre konsumeras också
genom levande organismers respiration, vilka lever i bassängen under språngskiktet. Under
sommaren 2008, mellan 22 augusti och 29 september minskade syrehalterna i Saltpannans
bottenvatten från 2,3 ml/l till 0,2 ml/l (Fig. 7,8) (Ödalen 2012). Hur lång stagnationsperioden
varit innan mätningar började inte känt men kan uppskattas från den observerade
syrgasminskningstakten på ca 0,075 ml/l/dag och anta en syrgashalt på 5 ml/l vid
stagnationsperiodens början. Detta ger att stagnationperioden bör ha startat cirka en månad
innan mätningarna började, dvs runt den 20 Juli.
Figur 7. Typiska syrekoncentrationer längs fjorden under sommarförhållanden.
Syrekoncentrationerna (ml O2/L) är interpolerade. Exemplet är från mätningar den 15
september 2008. Varje mätstation är markerade med en vertikal rad av X. Efter Ödalen
(2012). Observera de låga syrehalterna i fjordbassängen och i den innersta 1/3-delen av
fjorden. Jämför Fig. 8, markeringen A-B.
Fig. 7. Typical along-fjord transect of interpolated oxygen concentrations (ml O2/L). The
example profile section is derived from measurements of September 15, 2008. Measurement
sites are marked by column of small X:s. After Ödalen, 2012. Note the low oxygen levels in
the fjord basin and in the innermost third of the fjord. Compare Fig. 8, marked A-B.
21

Figur 8. Samtliga uppmätta syreprofiler från respektive station (Fig. 4) i ett längdsnitt i
fjordens riktning. Det råder i stort sett syrebrist i bottenvattnet vid nästa alla mättillfällen i
fjorden. På stationerna 7, 9 och 11 (Fig. 4) var det låga syrehalter i bottenvattnet vid
samtliga mätdatum utom den 9 september 2008 (ljusgrön linjen). Syrehalten anges i ml/l.
Efter Ödalen (2012).
Fig. 8. All measured oxygen profiles from every station (Fig. 4) in the along-fjord transect.
Almost all stations exhibit deficiency in the bottom water for nearly all measurement
occasions. Station 7, 8 and 11 have oxygen-deficient bottom water on all occasions except on
September 9, 2008. (light green line). The conc. of oxygen is expressed as ml/l. After Ödalen,
2012.
Syre konsumeras också genom levande organismers respiration, vilka lever i bassängen under
språngskiktet. Salt och temperaturdata från sommaren 2008 visar att det skedde ett inflöde av
nytt djupvatten mellan den 5 och 12 augusti och att det sen var en stagnationsperiod fram till
mätningarna slutade den 20 september. Mellan 22 augusti och 29 september minskade
syrehalterna i Saltpannans bottenvatten från 2,3 ml/l till 0,2 ml/l (Fig. 7 och 8). Detta ger en
observerad syrgasminskningstakt på ca 0,075 ml/l/dag vilket betyder att all syrgas i
djupvattnet kan konsumeras på ca 2,5 månader om man exempelvis antar att syrgashalten
initialt är 6 ml/l (typisk syrgashalt för mättat ytvatten vid sommartemperatur). Den initiala
syrgashalten för den observerade stagnationsperioden var dock troligen relativt låg, ca 3 ml/l
baserat på minskningstakten, vilket tyder på att djupvattnet ersattes med relativt syrgasfattigt
vatten eller att det inflödande vattnet hade hög syrgashalt men att det blandades med
kvarvarande vatten och endast ersatte en del av djupvattenvolymen.
De flesta stationerna längs fjorden uppvisade syrebrist i bottenvattnet vid nästan alla
mättillfällen under perioden juni till september 2008. Även de innersta stationerna på relativt
grunt vatten uppvisade syrebrist och svarta sediment. På stationerna 7, 9 och 11, rådde
syrebrist i bottenvattnet vid samtliga mättillfällen utom den 9 september 2008 (Ödalen, 2012)
(Fig. 8). Denna typ av syrebrist nära botten på relativt grunda områden har inte dokumenterats
tidigare vid Bohuskusten. I så grunda områden är syrebrist vid botten normalt en ovanlig
företeelse då vattenomsättningen och omblandningen oftast transporterar ner tillräckligt med
22

nytt syre. Under augusti och september 2008 uppmättes på endast 5-10 m vattendjup
syrehalter som varierade mellan 0,8 och 0,2 ml/l (Fig. 7-8). Mätningarna utfördes ca 50 cm
över bottenytan, vilket normalt innebär ännu lägre halter vid själva sedimentytan, dvs
sediment-vattengränsen. Att ännu lägre syrehalter rådde på sedimentytan bekräftades av den
rikliga förekomsten av svavelbakterien Beggiatoa och av den svarta färgen på sedimentytan.
6.2 Bottendynamik
För att klarlägga bottenförhållandena i anslutning till provtagningsstationerna bedömdes och
dokumenterades sedimentkärnorna okulärt och med röntgenteknik. Därefter analyserades
sedimentets vattenhalt och innehåll av organiskt material. Miljöövervakning och retrospektiva
studier (historiska haltförändringar i sedimenten) kan utföras framgångsrikt endast på
ackumulationsbottnar, som har en kontinuerlig deposition av finsediment (

Fördelningen av kol (TOC) och kväve (TN) längs fjordprofilen visas i Fig. 9 och Tabell 3.
Resultaten av analyserna visar att kolvärdena i fjorden är relativt konstanta i fjorden med
värden varierande mellan ca 5 och 6%. Något lägre värden påträffades i station SSK08-1
längst in i fjorden och i de två yttersta stationerna (SSK08-8 och SSK08-9) (Fig. 9).
Kvävevärdena varierar efter ett likartat mönster. Motsvarande mönster ses följaktligen också i
C/N-kvoterna, här med värden generellt med liten variation mellan 9 och 10 (Fig. 9 och
Tabell 3).
Tabell 3. Totala halten organiskt kol respektive kväve i ytsedimenten
i Sannäsfjorden.
Tab. 3. Total content of organic carbon and nitrogen in surface
sediments in the Sannäs Fjord.
Station Enhet TOC TN C/N‐kvot
SSK08‐1 % 4,5 0,5 8,5
SSK08‐2 % 5,4 0,7 8,2
SSK09‐2,5 % 5,7 0,7 8,2
SSK08‐3 % 5,4 0,6 8,6
SSK08‐4 % 5,6 0,6 8,6
SSK09‐4,5 % 5,3 0,6 8,3
SSK08‐5 % 5,6 0,7 8,4
SSK09‐5,5 % 5,4 0,7 8,3
SSK08‐6,5 % 5,8 0,7 8,2
SSK08‐7 % 4,1 0,4 9,3
SSK08‐8 % 4,7 0,5 8,7
SSK08‐9 % 4,6 0,5 8,6
SSK08‐10 %
SSK08‐11B %
SSK10‐11A %
6.3 Fördelningen av tungmetaller i Sannäsfjordens ytsediment
Figur 10a-b och Tabell 4, visar halterna för 4 respektive 6 tungmetaller i ytsedimenten från 10
provtagningsstationer längs en transekt från inre delen av Sannäsfjorden till området vid
Västbacken utanför Sannäsfjorden (Fig. 1). För de absoluta /okorrigerade tungmetallhalterna
som uppträder i sedimenten visar halterna en generell ökning från den innersta stationen
(SSK08-1) ut till djupbassängen, där tungmetallhalterna kulminerar (Fig. 10a-b). Utanför
fjordtröskeln (SSK09-5,5 – SSK08-9) visar resultaten på en svagt minskande trend ut mot
Kosterhavet.
Arsenik (As), uppvisar generellt en liten till obetydlig avvikelse för samtliga analyserade
stationen, förutom i fjordens djupbassäng (Saltpannan), där avvikelsen är tydlig (klass 3)
(Tabell 4).
Kadmium (Cd), fördelar sig relativt jämnt i fjorden. Halterna är relativt låga och ingår
generellt i klass 2, liten avvikelse. I fjordens yttersta delar är halterna som lägst, station 7 går
in under klass 1, ingen/obetydlig avvikelse.
24

Kobolt (Co), uppträder endast i låga halter i hela fjorden och sorterar därför under klassen
ingen/obetydlig avvikelse.
Krom (Cr), uppvisar en liten avvikelse i stationerna SSK08-4 och SSK09-4,5 (klass 2). I
övriga stationer är avvikelsen ingen/obetydlig (klass 1).
Figur 10a-b. Koncentrationen av åtta analyserade tungmetaller (V, Zn, Cd, Hg, As, Co, Cr,
Cu, Ni och Pb mg/kg ts) i ytsedimenten (0-1 cm) på respektive station i ett längdsnitt i
Sannäsfjorden 2008 (Jfr. Fig.1).
Fig. 10a-b. The concentration of eight analyzed heavy metals (V, Zn, Cd, Hg, As, Co, Cr, Cu,
Ni and Pb mg / kg dry weight) in surface sediments (0-1 cm) at each station in a longitudinal
section of the Sannäs Fjord in 2008 (cf. Fig.1).
25

Koppar (Cu), uppvisar en tydlig avvikelse (klass 3) i stationerna SSK09-4,5 och SSK08-5, i
djupbassängen. Övriga delar av fjordområdet uppvisar endast en liten avvikelse (klass 2) (Fig.
10b och 11, samt Tabell 4).
Kvicksilver (Hg) uppvisar dock ett avvikande mönster från de övriga metallerna genom att
halten kulminerar på station 6,5 med stor avvikelse (klass 4) från jämförelsevärden. Därefter
minskar kvicksilverhalterna långsamt till tydlig avvikelse (klass 3) från station SSK08-7 och
ut ur fjorden (Fig. 10a och Tabell 4). I djupare sedimentprover från samma kärna avtar
kvicksilverhalten snabbt nedåt i lagerföljden och blir normal på endast några få centimeters
djup.
Tabell 4. Ytsedimentens (0–2 cm) miljökvalitet i Sannäsfjorden med avseende på metaller
2008 – 2009. Klassning enligt svenska bedömningsgrunder för kust och hav
(Naturvårdsverket 1999, 2001).
Ej analyserat = n.a.
Tab. 4. The environmental quality of the surface sediments (0–2 cm) in the Sannäs Fjord in
respect of metals 2008 – 2009. Classification according to Swedish criteria for coastal and
ocean (EPA 1999, 2001). Not analyzed = n.a.
1
Station Enhet Arsenik Kadmium Kobolt Krom Koppar Kvicksilver Nickel Bly Vanadin Zink
As Cd Co Cr Cu Hg Ni Pb V Zn
SSK08‐1 mg/kg TS 8,0 0,41 7,5 33 23 0,10 20 22 59 121
SSK08‐2 mg/kg TS
SSK08‐2,5 mg/kg TS
SSK08‐3 mg/kg TS
SSK08‐4 mg/kg TS
9,7
9,4
11
14
0,37
0,43
0,41
0,24
7,5
6,4
7,3
8,0
38
33
38
44
24
22
27
28
0,08
0,09
0,09
0,17
21
18
21
23
21
21
24
28
66
58
68
78
118
105
120
130
SSK09‐4,5 mg/kg TS
SSK08‐5 mg/kg TS
SSK09‐5,5 mg/kg TS
SSK08‐6,5 mg/kg TS
SSK08‐7 mg/kg TS
SSK08‐8 mg/kg TS
n.a.
21
17
17
9,9
15
0,42
0,48
0,30
0,34
0,19
0,22
n.a.
7,3
6,5
6,4
5,7
5,9
41
39
38
37
32
33
32
30
25
27
21
23
n.a.
0,37
0,13
0,51
0,31
0,25
n.a.
22
22
22
18
20
32
28
27
31
25
23
n.a.
79
62
57
52
55
129
128
103
107
85
87
SSK08‐9 mg/kg TS 14 0,30 5,9 32 32 0,19 20 24 52 83
Avvikelseklassning metaller
Naturvårdsverket 1999
Klass 1 Ingen/obetydlig avvikelse
Klass 2 Liten avvikelse
Klass 3 Tydlig avvikelse
Klass 4 Stor avvikelse
Klass 5 Mycket stor avvikelse
Nickel (Ni), har genomgående ingen/obetydlig avvikelse (klass 1) i samtliga stationer.
Bly (Pb), uppvisar en liten avvikelse (klass 2) i stationerna 4 – 6,5, medan övriga stationer har
en avvikelse som klassas som ingen/obetydlig (klass 1) (Fig. 10b, 11 och Tabell 4).
Vanadin (V), har generellt högre medelvärden i Sannäsfjorden än för kusten i övrigt och är
därmed jämförbar med Saltkällefjorden, Byfjorden/Havstensfjorden, Stenungsund och
Göteborg (Cato, 2006). Ämnet vanadin saknar dock ännu klassning och kan därför inte
värderas med avseende på belastnings-/avvikelsegrad. Jämförbara och liknande och t.o.m.
lägre värden från fjordar med tung industri längs Bohuskusten antyder dock att Sannäsfjorden
är belastad.
26

Zink (Zn), uppvisar en tydlig avvikelse i stationerna SSK08-4, SSK09-4,5 och SSK08-5
(klass 3). I övriga analyserade stationer uppvisar metallen en liten avvikelse (klass 2) (Fig.
10a, 11 och Tabell 3 och 4.
Figur 11. Koncentrationen av tungmetallerna Cu, Pb och Zn (mg/kg ts) (ofta förekommande i
maritima verksamheter och i båtbottenfärger) i ytsedimenten (0–1 cm) på respektive station i
ett längdsnitt i Sannäsfjorden 2008 (Jfr. Fig.1).
Fig. 11. The concentration of heavy metals Cu, Pb and Zn (mg / kg DM) (common in
antifouling paints) in surface sediments (0–1 cm) at each station in a longitudinal section of
Sannäs Fjord 2008 (compare Fig.1).
6.4 Metallvärden normaliserade mot kol
För tungmetallhalter normaliserade mot kol, vilket korrigerar för avvikelser i
sedimentsammansättning mellan olika stationer, framträder ett otydligt mönster med generellt
högre relativa metallvärden inne i fjorden, speciellt i djupbassängen och relativt lägre värden
utanför fjordtröskeln (Fig. 12). Dock uppvisar kvicksilvret också för normaliserade värdena
ett tydligt avvikande mönster, där kvicksilver kulminerar i station SSK08-6,5 med en
avklingning ut ur fjorden. De högsta normaliserade värdena av kvicksilver påträffas utanför
fjordtröskeln, vilket antyder förekomsten av en till station SSK08-6,5 närliggande punktkälla.
6.5 Fördelningen av organiska miljögifter i Sannäsfjordens ytsediment
6.5.1 Organiska tennföreningar
Analysresultaten för butyltenn på fem stationer i fjorden visade tydligt hur butyltennhalterna
varierade beroende på närheten till båtupptagningsanläggningen och hamnen i Sannäs. TBTvärdena
för fjorden på stationerna 3 och 5 är mycket låga (Fig. 13). På stationerna 10 (utanför
27

hamnen, flytbryggan), på 5,5 m vattendjup och 11B, utanför båtupptagningsanläggningen, på
7,5 m vattendjup, uppträder något förhöjda halter men de är likväl mycket låga. Intill
båtupptaget däremot, på station 11A, ca 15 m söder om spolplattan, uppmättes 270µg/kg TS
vilket med stor marginal passerar gränsen för klass 5, mycket hög avvikelse, en gräns vilken
brukar placeras vid 100µg/kg TS.
Figur 12a-b. Koncentrationen av åtta analyserade tungmetaller (V, Zn, Cd, Hg, As, Co, Cr,
Cu, Ni och Pb mg/kg ts) normaliserade mot kol i ytsedimenten (0-1 cm) på respektive station i
ett längdsnitt i Sannäsfjorden 2008.
Fig. 12a–b. The concentration of eight analyzed heavy metals (V, Zn, Cd, Hg, As, Co, Cr, Cu,
Ni and Pb mg / kg dw) normalized against carbon in surface sediments (0–1 cm) at each
station in a longitudinal section of Sannäs Fjord 2008.
28

Figur 13. Innehåll av TBT (tributyltenn) i ytsedimenten i Sannäsfjorden. (Modifierad efter
Bengtsson och Cato, 2012). För geografisk orientering se fig. 1.
Fig. 13. Contents of TBT (tributyltin) in the surface sediment in the Sannäs Fjord. (Modified
after Bengtsson and Cato, 2012). For location see fig. 1.
6.5.2 Polycykliska aromatiska kolväten (PAH)
Analysresultaten avseende polycykliska aromatiska kolväteföreningar (PAH) visar ett tydligt
mönster i fjorden med en ökning för i stort sett alla 15 identifierade PAH:er, från den innersta
stationen och utåt i Sannäsfjorden (Fig. 14 och Tabell 5). Flera av dessa ämnen är starkt
cancerframkallande. PAH:erna visar en signifikant ökning i nivå med samhället Sannäs (Stn
3) och därefter en konstant förhöjning av koncentrationerna mot fjordens mynning (Fig. 14).
Koncentrationen av Summan för 11 PAH i ytsedimenten varierar mellan 223 och 719 μg/kg
torrsubstans (Tabell 5). Det är framför allt de ingående specifika ämnena Pyren,
Benso(a)antracen, krysen, Benso(b)flouranten, Benso(k)flouranten, Benso(a)byren,
Benso(g,h,i)perylen, Indeno(1,2,3-cd)pyren, som varierar från klass 2 (låg halt) i fjordens
innersta del och ökar successivt till klass 3 (medelhög halt) för att ytterligare öka utåt i fjorden
till höga halter klass 4 (Fig. 14 och Tabell 5). Speciellt viktiga är Pyren, Benso(a)antracen,
krysen, Benso(b)flouranten, Benso(k)flouranten, Benso(a)byren, Benso(g,h,i)perylen,
Indeno(1,2,3-cd)pyren (Tabell 5), vilka uppvisar höga halter, klass 4, i fjorden varav flertalet
är starkt cancerframkallande.
29

Figur 14. Halterna av PAH (Polycykliska aromatiska kolväten) i Sannäsfjordens ytsediment
(0–1 cm).
Fig. 14. Concentrations of PAHs (Polycyclic Aromatic Hydrocarbons) in surface sediments
(0–1 cm) of the Sannäs Fjord.
Tabell 5. Sedimentens miljökvalitet i Sannäsfjorden med avseende på
polycykliska aromatiska kolväten (PAH) 2008-2009. Klassning enligt
svenska bedömningsgrunder för kust och hav (Naturvårdsverket 2001).
Tab. 5. Sediment environmental quality in Sannäs Fjord for polycyclic
aromatic hydrocarbons (PAHs) from 2008 to 2009.
Classification according to Swedish assessment criteria for
coastal and ocean (Naturvårdsverket 2001).
Förening Station SSK08‐1 SSK08‐2,5 SSK08‐3 SSK07‐4.5 SSK08‐6.5
Djup (cm) 0‐1 cm 0‐1 cm 0‐1 cm 0‐1 cm 0‐1 cm
PAH Enhet ug/kg TS ug/kg TS ug/kg TS ug/kg TS ug/kg TS
Nafalen 2,2 3,3 4,7 7,0 7,0
Acenaften

6.5.3 Polyklorerade bifenyler (PCB)
Koncentrationen av Total PCB-halt i ytsedimenten varierar mellan 17 och 43 μg/kg
torrsubstans (Fig. 15 och Tabell 6). Föroreningen av PCB:er ökar från de innersta delarna av
fjorden som har en medelhög halt (klass 3) för att vid samhället Sannäs öka signifikant till
hög halt (klass 4). Därefter fortsätter halterna att öka och kulminerar i djupbassängen (klass 4)
följt av en svag minskning utanför tröskelområdet. Halten i den yttersta stationen befinner sig
emellertid fortfarande inom klass 4, hög halt (Tabell 6).
Figur 15. Ytsedimentets (0–1 cm) halt av summan 7 PCB och total-PCB (Polyklorerade
bifenyler), samt summan HCB (Hexaklorbensen) i Sannäsfjorden.
Fig. 15. Surface sediment (0–1 cm) content of the sum of 7 PCBs and total PCBs
(Polychlorinated biphenyls), and the sum of HCB (Hexachlorobenzene) in the Sannäs Fjord.
6.5.4 Bekämpningsmedel
I föreliggande studie utgörs dessa av: HCB, HCH, klordaner och DDT (Fig. 15-18; Tabell 6-
10). Bekämpningsmedlet HCB uppvisar generellt halter under detektionsgränsen, men i
stationerna 4,5 (djupbassängen) och station 6,5 (utanför tröskelområdet) uppmättes medelhög
halt (klass 3) (Fig. 15, Tabell 6). HCB-koncentrationerna varierar mellan, under
detektionsgränsen,

Tabell 6. Sedimentens miljökvalitet i Sannäsfjordens sediment med
avseende på hexaklorbensen (HCB) och polyklorerade bifenyler (PCB)
2008-2009. Klassning enligt svenska bedömningsgrunder för kust och hav
(Naturvårdsverket 2001).
Tab. 6. The environmental quality of the sediment in the Sannäs fjord
with respect to hexachlorobenzene (HCB) and polychlorinated
biphenyls (PCBs) from 2008 to 2009. Classification according to Swedish
assessment criteria for coastal and ocean (Naturvårdsverket 2001).
Förening Station SSK08‐1 SSK08‐2,5 SSK08‐3 SSK07‐4.5 SSK08‐6.5
HCB Djup (cm) 0‐1 cm 0‐1 cm 0‐1 cm 0‐1 cm 0‐1 cm
PCB Enhet ug/kg TS ug/kg TS ug/kg TS ug/kg TS ug/kg TS
HCB

Tabell 7. Sedimentens miljökvalitet i Sannäsfjordens sediment med avseende på
hexaklorhexaner (HCH) 2008-2009. Klassning enligt svenska bedömningsgrunder för kust
och hav (Naturvårdsverket 2001).
Tab. 7. Sediment environmental quality in Sannäs Fjord sediments for
hexaklorhexaner (HCH) 2008-2009. Classification according to Swedish
assessment criteria for coastal and ocean (Naturvårdsverket 2001).
Förening Station SSK08‐1 SSK08‐2,5 SSK08‐3 SSK07‐4.5 SSK08‐6.5
Djup (cm) 0‐1 cm 0‐1 cm 0‐1 cm 0‐1 cm 0‐1 cm
HCH Enhet ug/kg TS ug/kg TS ug/kg TS ug/kg TS ug/kg TS
a‐HCH

Tabell 8. Sedimentens miljökvalitet i Sannäsfjorden med avseende på klordaner
2008-2009. Klassning enligt svenska bedömningsgrunder för kust och hav
(Naturvårdsverket 2001).
Tab. 8. The environmental quality of the sediments in the Sannäs Fjord with
respect to klordaner 2008-2009. Classification according to Swedish criteria for
coastal and ocean (Naturvårdsverket 2001).
Förening Station SSK08‐1 SSK08‐2,5 SSK08‐3 SSK07‐4.5 SSK08‐6.5
Djup (cm) 0‐1 cm 0‐1 cm 0‐1 cm 0‐1 cm 0‐1 cm
Klordan Enhet ug/kg TS ug/kg TS ug/kg TS ug/kg TS ug/kg TS
g‐klordan

Tabell 9. Sedimentens miljökvalitet i Sannäsfjorden med avseende på
diklordifenyltrikloretan 2008-2009. Klassning enligt svenska bedömningsgrunder
för kust och hav (Naturvårdsverket 2001).
Tab. 9. The environmental quality of the sediments in the Sannäs Fjord with respect to
dichlorodiphenyltrichloroethane 2008-2009. Classification according to Swedish
criteria for coastal and ocean (Naturvårdsverket 2001).
Förening Station SSK08‐1 SSK08‐2,5 SSK08‐3 SSK07‐4.5 SSK08‐6.5
Djup (cm) 0‐1 cm 0‐1 cm 0‐1 cm 0‐1 cm 0‐1 cm
DDT Enhet ug/kg TS ug/kg TS ug/kg TS ug/kg TS ug/kg TS
p,p‐DDT

ut ur fjorden på olika nivåer men som kännetecknas av en inåtgående ström i medeltal, vilken
kompenserar för utflödet av ytvatten. Den tredje vattenmassan, 3. är bassängvattnet, dvs
vattnet under tröskeldjupet. Detta vatten utgörs av intermediärt Skagerrakvatten med hög
(normal) salthalt, som periodvis är stagnant (Olsson, 2007; Johansson, 2010; Ödalen, 2012).
Studierna visar att fjorden har ett typiskt horisontellt cirkulationsmönster med, inströmning av
ytvatten längs syd- och västsidan av fjorden och utströmning längs med den norra sidan. Den
utgående ytströmmen transporterar bort färskvatten liksom medföljande sedimentpartiklar,
planktonalger, flytande fintrådiga alger och föroreningsämnen. Uppehållstiden för den översta
vattenmassan (0-8 m) är i genomsnitt ca 6 dygn (Johansson, 2010)baserat på mätningar under
sommaren 2008.
Sedimentationen av sedimentpartiklar, alger och föroreningsämnen sedimenterar alltså
samtidigt som partiklarna har en nettorörelse ut mot fjordmynningen. Högst är energin i
anslutning till de trängre och grundare passagerna. En sådan är fjordens grunda tröskel vid
Saltpannan.
Den höga ackumulationen av sediment i djupbassängen innanför tröskeln, ca 10-13mm/år,
orsakas av dels av det relativt stora avståndet till Skärboälvens utlopp längst in i fjorden,
vilket gör att partiklarna hinner sedimentera inne i fjorden. Dessutom öppnar sig fjorden och
blir bredare vid Saltpannan vilket minskar transportenergin (jfr. Fig. 4) Djuphålan skapar
också en ”tratteffekt” vilket ökar sedimentationen i djupbassängen. Till detta kommer den
inåtgående strömmen av intermediärt vatten mellan 1 och 8 m vattendjup, som återför
partiklar under pågående sedimentation inåt i fjorden. Detta fenomen innebär att när
partiklarna sjunkit ca. 1 m byter de transportriktning och transporteras därefter in i fjorden
igen och kan fortsätta sedimentationsprocessen på insidan tröskeln. Vid högtryck och efter
perioder med ringa nederbörd är transporten av ytvatten relativt låg och uppehållstiden längre
inne i fjorden. Vid sådana perioder ackumuleras sedimenten nära tillflödena och
planktonalger sedimenterar över hela fjorden och relativt vertikalt. Generellt flockulerar också
sedimentpariklarna så fort de når det salta havsvattnet vilket innebär att mycket små
sedimentpartiklar såsom lera och silt klumpar ihop sig till aggregat som sedimenterar
snabbare än enskilda partiklar. Dessa processer innebär att fjorden fungerar som en
sedimentfälla, eller sedimentationsbassäng, vilket förklarar de generellt höga
ackumulationshastigheterna i fjorden, där djupbassängen representerar ett område med
mycket hög ackumulation (Tabell 1). Hög ackumulation av finkorniga och organiskt rika
sediment innebär också att miljögifter ackumuleras på platsen då dessa vanligen binds till
organiska partiklar och/eller till mineralpartiklar.
Halterna av organiskt kol i fjordsedimenten (Fig. 9) visar att fjordmiljön är näringsrik och
med hög produktivitet. Tillsammans med kvävehalterna och kol/kvävekvoten med C/Nvärden
mellan 8 och 9 styrker detta att fjorden är relativt näringsrik och har en relativt hög
primärproduktion vilket fjorden har gemensamt med flera liknande estuarier, fjordar och
skärgårdsmiljöer längs Bohuskusten (Cato, 1997, 2006). Värdena i Sannäsfjorden är
följaktligen relativt normala, inte avvikande eller extrema.
Syrebrist
Eftersom fjorden är en tröskelfjord innebär det att vattenutbytet i systemet är begränsat genom
att tröskeln förhindrar passage av vatten. Tröskeldjupet i Sannäsfjorden är 8m, vilket innebär
att vattenmassor som befinner sig djupare än ca.8 m innanför tröskeln lätt blir stagnant och
stillastående. Särskilt gäller detta djupvattnet i bassängen vid Saltpannan. Här har uppmätts
stagnationsperioder av upp till 5 månader (Nordberg, opublicerat material; Olsson, 2007).
Sedimentpartiklar och alger som ackumuleras på bottnarna bryts ned av bakterier och av djur
som lever i och av sedimenten samt i bottenvattnet, en aktiv process som förbrukar syre i
bottenvattnet. Periodvis uppstår då syrebrist i bottenvattnet, med syrehalter nära 0 ml/L eller
36

ännu lägre. Vid provtagningar här har laminering observerats, vilken senare grävts sönder av
bottenorganismer sedan bottnarna åter syresatts i samband med vattenutbyten. Inom projektet
har vi uppmätt så låga syrehalter som 0,15ml/l 30cm ovanför sedimentytan i djuphålan, vilket
innebär att botten är syrefri. Denna företeelse med syrebrist i djupbassänger i samband med
stagnationsperioder är utbredd längs kusten (Nordberg m fl., 2000, 2001; Gustafsson &
Nordberg, 2002; Filipsson & Nordberg, 2004) och kan betecknas som normal. Vad som
emellertid inte uppmärksammats tidigare är syrebrist på grunda bottnar, dvs på vattendjup av
endast 5 – 12 m (Fig. 8). Detta kan bero på, dels att fenomenet är relativt nytt och dels att
mätningar inte rutinmässigt utförs på dessa grunda vattendjup. Inom föreliggande studier
kunde detta dock dokumenteras i hela fjorden, från mynningen vid Västbacken (Fig. 1) och in
till den innersta delen av Sannäsfjorden vid Skärboälven. Syrebristen upptäcktes första
gången sommaren 2008. Sedimentundersökningarna visade att företeelsen förekommit sedan
1990-talet i den inre delen av fjorden, från Sannäs samhälle och in till de innersta delarna.
Utbredningen förefaller att öka med tiden.
De syrefria områdena karaktäriseras av svarta sediment (Fig. 19 och 20) med svavelbakterier
(Beggiatoa), på enstaka stationer laminerade sediment, samt avsaknad av bottenlevande
organismer och fisk. Fenomenet har börjat uppträda under de senaste 10-20 åren och inte
sedan slutet på 1980-talet har bottenlevande fisk fångats i de inre delarna av fjorden under
juli-september, detta trots att man inte känner till några nya föroreningskällor. Liknande låga
syrehalter har de senaste åren också registrerats av Länsstyrelsen i skärgårds miljöer längs
Bohuskusten, med de allvarligaste syrebristförhållandena och förhöjda fosfathalter i grunda
bottenvattenmiljöer i norra Bohuslän (Klingberg, pers komm. 2011).
C
B
A
37
Figur 19. Utbredning av syrebrist och
svarta sediment i fjorden i september
2009. A-B markerar profilsträckningen
från innersta delen i fjorden (A) till
fjordtröskeln (B) och Västbacken (C)
(Jfr. Fig. 7).
Fig. 19. Distribution of oxygen
depletion and black sediments in the
fjord in September 2009. A-B marks the
route profile from innermost part of the
fjord (A) fjord sill (B) and Västbacken
(C) (cf. Fig. 7).
Att denna syrebrist uppstår i de inre delarna av fjorden är anmärkningsvärt men går att
förklara. Fenomenet uppträder på sensommaren och hösten under perioder då vattnet är har en
kraftig salthaltskiktning i närheten av tröskeldjupet, dvs salthalten ökar plötsligt vid djupet för

denna nivå. Över grunda områden med samma eller nästan samma djup som tröskeldjupet
bildas då ett tunt bottenvattenskikt med hög salthalt. Detta skikt har ett begränsat vattenutbyte
med havet eftersom det ligger nära tröskeldjupet och kommunicerar dessutom med
överliggande vatten i liten omfattning eftersom turbulensen och därigenom diffusionen
begränsas av den starka skiktningen. De högre sommartemperaturerna innebär lägre löslighet
för syre i vattnet och snabbare, syrekonsumerande nedbrytningsprocesser av organiskt
material i det tunna bottenvattenskiktet. Detta skikt är tunt, vilket innebär att volymen är liten
och att syret snabbt konsumeras. Denna företeelse liknar den som rådde i Laholmsbukten på
1980-talet då stora bottenarealer blev helt syrefria med följande allvarlig bottendöd (t ex
Rosenberg m fl., 1991, 1996, 1997).
Syrebristen i fjordens djupvatten upphör vanligen snabbt vid stora vattenutbyten då friskt
Skagerrakvatten tränger bort det äldre syrefattiga vattnet. Vid tillfällen med kraftiga
intermediära vattenutbyten, eller stormtillfällen, transporteras syrerikt vatten in i de grundare
områdena så att systemet ovanför tröskeldjupet syresätts. Dessa processer går i allmänhet
Figur 20. Sedimentkärnor från station 2,5 i Sannäsfjorden med anoxiska förhållanden i
ytsedimenten (Jfr. Fig. 1, 7 och 19). Foto Kjell Nordberg.
Fig. 20. Sediment cores from station 2,5 in the Sannäs Fjord with anoxic conditions in the
surface sediments (compare Figures 1, 7 and 19). Photo Kjell Nordberg.
38

snabbt och systemet ventileras inom loppet av några få dagar. Dock återgår systemet också
snabbt till syrefattig miljö när systemet stabiliserats (Ödalen, 2012).
I Sannäsfjorden är detta som nämnts, en ny företeelse. Orsakerna till detta är ännu inte helt
klarlagda men tänkbara förklaringar och hypoteser finns. Näringsämnen som tillförs fjorden
på sommaren från land antas inte ha ökat under de senaste 30 åren då jordbruket i regionen
inte ökat utan snarare minskat något. Nedläggningen av jordbruk och kraftig minskning av
kreatursbesättningar har karaktäriserat regionen sedan 1960 – 1970–talen. Användandet av
gödsel inom jordbruket har också minskat och blivit mer reglerad. Utsläpp av avloppsvatten
eller industriutsläpp saknas i stort sätt och Sannäs samhälle upphörde helt med sådana utsläpp
då allt avloppsvatten överfördes genom en rörledning till Grebbestads reningsverk från och
med 1991. De oceanografiska förhållandena och sommarklimatet har heller inte förändrats på
något signifikant vis över tid (SMHI, 2006). En stor förändring har emellertid ägt rum. Sedan
1960 –1970-talen har fritidsbåtarnas antal ökat dramatiskt, liksom motorer och motorstyrkor
har ökat kraftigt. Moderna motorer släpper ut avgaserna under vattenytan, i propellercentrum.
Avgaserna piskas sönder av propellerrörelserna och avgaserna tvättas ur i vattnet, vilket tillför
både kolföreningar som CO2 och CO, PAH:er och kväveföreningar. Detta bidrar till både
gödsling och försurning av vattnen. I norra halvan av Bohuslän finns idag ca 21 500 kända
båtplatser för fritidsbåtar och ca 10 000 köar för nya platser. Under 1960 och 1970-talen fanns
endast en bråkdel av dessa båtar och då med betydligt mindre motorer, samt avgasutsläpp i
luften.
7.2 Metaller
De olika halterna av tungmetaller i Sannäsfjorden visar på en nettotransport från de innersta
delarna och utåt i fjorden och den största ackumulationen av tungmetaller och flertalet andra
föroreningsämnen sker i djupbassängen (Saltpannan) innanför tröskeln (Fig.1 och 10a-b).
Analysresultaten indikerar att tungmetallhalterna och flertalet andra föroreningsämnen
signifikant ökar vid samhället Sannäs, vilket visar att verksamhet i Sannäs hamn, samhälle
och utflöden av vatten i anslutning till samhället förorenar fjorden. Anledningen till att halten
blir högst i djupbassängen beror på att denna fungerar som en sedimentfälla och de flesta
föroreningsämnen binds till sedimentpartiklar eller är partiklar som sedimenterar och
deponeras i fjordens djupbassäng på grund av den lägre energin som normalt råder i detta
öppnare och djupare del av fjorden (Fig. 1). Kolhalten längs fjordsträckan uppvisar en jämn
fördelning med lägsta halter längst in i fjorden och de tre yttersta stationerna, vilket sannolikt
kan relateras till högre energi/vattenflöden i dessa områden.
Tungmetallerna i Sannäsfjorden uppvisar förvånansvärt höga halter, vilka är jämförbara med
och till och med högre än betydligt mer urbana och exploaterade fjordar och estuarier längs
Bohuskusten (Cato, 1997, 2006; Andersson, 2006; Robijn, 2010, 2012). Förklaringen till
varför Sannäsfjorden, som är belägen i ett icke urbant och industrialiserat område, inom ett
Natura 2000 område i anslutning till Kosterfjordens Nationalpark, kännetecknas av så höga
metallhalter är som ovan beskrivits tröskelfjordens egenskap som sedimentationsbassäng och
sedimentfälla. För de flesta metallerna är dock halterna inte hälsofarliga enligt
Naturvårdsverkets klassning, men spridningsmönstret är ändå en tydlig varningssignal att
fjorden är belastad.
7.2.1 Tungmetaller som kan relateras till båtverksamhet
Båttrafikens bidrag till tungmetallföroreningar i fjorden är främst vid spolning/skrapning av
båtbottenfärger i samband med höstupptagning och vårförberedelser, samt läckage från
39

åtarnas självpolerande och mjuka bottenfärger när de befinner sig i sjön. Främst är det
tungmetallerna koppar (Cu), bly (Pb), tenn (Tn) och zink (Zn) som kan relateras till
båtverksamhet (Cato m fl., 2007; Magnusson m fl., 2011). Båttrafiken i Sannäsfjorden är helt
dominerad av fritidsbåtar. Emellertid är en stor andel av båtarna målade med norska
båtbottenfärger vilket kan motsvara svensk bottenfärg för fartyg i yrkestrafik. Dessa
innehåller betydligt högre halter av t ex koppar (Cu) än svenska båtbottenfärger avsedda för
fritidsbåtar. Detta framgår klart i Fig. 11, där koppar (Cu) och bly (Pb) har en signifikant
ökning från Sannäs samhälle och utåt i fjorden för att kulminera i djupbassängen. Detta gäller
även zink (Zn) som har en tydlig avvikelse (klass 3) i stationerna SSK08-4, SSK09-4,5 och
SSK08-5. I övriga provtagningsstationer i fjorden uppvisar denna metall en liten avvikelse
(klass 2).
Beträffande metallen tenn (Tn) förekommer denna huvudsakligen i form av tributyltenn
(TBT). Antifaulingmedlet TBT är förbjudet sedan 1988 för användning på fritids- och
småbåtar i Sverige. Halterna av TBT som analyserats i fem stationer i Sannäsfjorden, tre i
anslutning till hamn och båtupptagningsplats, och två ute i fjorden. Djupbassängen liksom
station SSK08-3 höll enbart mycket låga halter, vilket motsvarade ingen eller obetydlig
avvikelse (klass 1) (Fig. 13). I hamnen, vid stationerna SSK08-10 och SSK08-11b förekom
något högre halter. Däremot station SSK10-11a uppvisar kraftigt förhöjda värden och passerar
med stor marginal gränsvärdet för ”mycket hög avvikelse” (5). Resultatet visar att själva
båtupptagningsplatsen är en punktkälla för TBT i Sannäsfjorden. I liknande studier har det
(Cato 2006; Bengtson & Cato 2010) att TBT-värdena i småbåtshamnar ökat under senare år.
Denna ökning har skett trots att förbud råder mot all användning av tennbaserade färger för
maritimt bruk. Förklaringen till detta kan vara dels förbjuden användning av nya eller gamla
restlager av TBT-färger. En ytterligare förklaring som förefaller mer trolig är användandet av
kraftiga högtrycksprutor vid rengöring av båtarnas bottnar. Därvid exponeras och frigörs TBT
från äldre färglager på båtskroven, vilka målats med TBT-baserade färger då dessa var
tillåtna.
Kvicksilverhalten (Hg) inne i Sannäsfjorden är relativt hög men uppvisar ett likartat mönster
som de övriga tungmetallerna med en ökning av halten från fjordens inre del och ut mot
djupbassängen. Däremot avviker kvicksilverhalterna utanför tröskeln. Det sker en markant
ökning av halten vid stationen SSK08-6,5 vilket motsvarar stor avvikelse (klass 4), för att
därefter avklinga ut ur fjorden med klass 3 (Fig. 10a). Den höga kvicksilverhalten i anslutning
till station SSK08-6,5 kan vittna om förekomsten av en lokal punktkälla alternativt dumpning
av kvicksilver.
7.3 Organiska miljögifter
Polyaromatiska kolväten (PAH) utgörs i denna studie av 15 olika ämnen som huvudsakligen
härrör från förbränning av petroleumprodukter. I Sannäsfjorden är det främst motoriserade
fritidsbåtar och atmosfäriskt nedfall som bidrar med föroreningar av dessa ämnen (Fig. 14).
Föredelningen av PAH:er i fjorden visar dock att atmosfäriskt nedfall är den minst viktiga
föroreningskällan i sammanhanget. Utbredningen av föroreningarna visar istället att det är
båttrafiken, som liksom föroreningsämnena kraftigt ökar vid Sannäs och därefter en fortsatt
successiv ökning utåt i fjorden. Anledningen är att vid den innersta stationen i fjorden
passerar endast ett mycket begränsat antal båtar, medan det vid den ytterst belägna stationen
(SSK08-6,5) trafikerar sommartid flera tusentals båtar (Nordberg, unpublished data). De
ämnen som uppvisar de högsta koncentrationerna är pyren, benso(a)antracen,
benso(k)fluoranten, benso(a)pyren, benso(g,h,i)perylen vilka uppnår klassen 4, hög halt, från
Sannäs och utåt i fjorden. De högsta koncentrationerna påträffas i den yttersta stationen inne i
40

fjorden, SSK08-6,5 (Fig. 1). Generellt gäller detta alla PAH:er att halterna ökar utåt i fjorden
(Tabell 5). Flera av PAH:erna är dessutom kraftigt cancerogena. Motsvarande värden från
Fjällbacka skärgård (990 µg/kg TS) och Kosterfjorden (1064 µg/kg TS) är högre än de högsta
uppmätta värdena i Sannäsfjorden (Cato, 1997, 2006). Båda dessa stationer (Fjällbacka
skärgård och Koster) har mer än fördubblat sina halter av PAH:er mellan 1995 och 2000
(Cato, 2006). Också dessa höga värden är följdriktiga då båttrafiken i Fjällbacka-
Kosterområdet genomgått en betydande ökning av båttrafiken under de senaste 20 åren.
Noteras bör att dessa värden är knutna till sedimenten och inte till vattenmassan. Det innebär
att det inte är förenat med någon hälsorisk att bada eller äta fisk och skaldjur från fjordens
eller Kosterhavets ytvatten.
Figur 14 visar den konsekventa ökningen av föroreningshalterna (PAH) utåt i fjorden i
motsats till t ex tungmetallerna, där Sannäs samhälle utgör den huvudsakliga
föroreningskällan, med en gradvis ökning utåt djupbassängen för att därefter minska utanför
tröskeln då de förorenade sedimenten deponerats i bassängen innanför tröskeln. På liknande
sätt som tungmetallerna uppträder PCB, HCH, klordaner och DDT, vilket visar att
föroreningskällan till dessa ämnen är lokaliserade till de inre delarna av fjorden genom
Skärboälven och vid samhället Sannäs (Fig. 21 och Tabell 11). Särskilt bekämpningsmedlen
klordaner (Fig. 17) visar att källorna för dessa ämnen är samhället Sannäs. Det är troligt att
dessa bekämpningsmedel tillförs fjorden genom tillrinning från golfbanan och det begränsade
jordbruksområdet norr om samhället. Bekämpningsmedlen HCH, med mycket höga halter i
djupbassängen saknar för närvarande tydligt härkomst, även om en ökning syns vid Sannäs.
Liknande tydliga mönster ser vi dock inte i anslutning till Skärboälvens jordbruksområde.
Figur 21. Ytsedimentens (0-1 cm) halt av summan av organiska miljögifter (PAH, HCH,
Klordaner, DDT, HCB och PCB) i Sannäsfjorden.
Fig. 21. Content of total organic pollutants (PAHs, HCH, chlordanes, DDT, HCB and PCBs)
in the surface sediments (0-1 cm) of the Sannäs Fjord.
41

Tabell 11. Ytsedimentens (0-2 cm) miljökvalitet i Sannäsfjorden med
avseende på några organiska miljögifter 2008-2009. Klassning enligt
svenska bedömningsgrunder för kust och hav (Naturvårdsverket 2001).
Ej analyserat = n.a.
Table 11. Environmental quality of the Surface sediments (0-2 cm) in the Sannäs Fjord with
Respect to some organic pollutants 2008-2009. Classification according to
Swedish assessment criteria for coastal and ocean (EPA 2001).
Not analyzed = n.a.
Station Enhet Sum Sum Total Sum Sum Sum
11 PAH HCB 7 PCB PCB HCH klordaner DDT
SSK08‐1 ug/kg TS 223

motorer med avgasutsläpp i vattnet Även utbyggnad av fritidsbåthamnar och bryggor
som försämrar vattencirkulationen i havsvikarna kan ha bidragit.
‐ Fjordens fysiska utformning, det skyddade läget samt det begränsade vattenutbytet,
med en inre tröskel och en innanförliggande djupbassäng och nettoinflödande
intermediärt vatten, utgör en effektiv sedimentfälla. Fjorden är en
sedimentationsbassäng, där sediment och föroreningsämnen ackumuleras med hög
hastighet på bottnarna. På detta sätt liknar Sannäsfjorden närmast en
sedimentationsbassäng med breddavlopp i ett reningsverk.
‐ Tungmetallhalterna i sedimenten uppvisar en generell ökning från den innersta delen
av Sannäsfjorden ut mot djupbassängen vid Saltpannan. Utanför fjordtröskeln minskar
halterna igen med en svag trend i riktning mot Kosterhavet. Fördelningen i fjorden
visar att samhället Sannäs utgör den största föroreningskällan. De relativt höga
halterna av koppar, bly och zink antyder att det finns en koppling till maritima
aktiviteter. De mycket höga TBT-halterna vid båtupptagningsplatsen, ger en
fingervisning om att denna med största sannolikhet är punktkällan. TBT (tenn) ingick
tidigare i de numera förbjudna, extremt giftiga antifaulingfärgerna. Kvicksilver i
mycket hög halt har påträffats i ytsedimenten på en station i den yttre delen av fjorden
Den isolerade anomalin där, antyder en lokal dumpning på platsen.
‐ Beträffande organiska miljögifter uppvisar särskilt polycykliska aromatiska föreningar
(PAH) en påtaglig ökning vid samhället Sannäs och därefter en successiv ökning för i
stort sett alla stationer utåt i fjorden. Detta visar att någon specifik punktkälla saknas.
Istället indikerar de successivt ökande halterna mot fjordmynningen att detta är
resultatet av kumulativt ökande båttrafik utåt i fjorden, med dess utsläpp av
förbränningsavgaser i vattnet. Ett tydligt spridningsmönster har konstaterats också
beträffande bekämpningsmedel innehållande klordaner, där punktkällan är uppenbar;
Sannäs samhälle och/eller närbeläget mindre jordbruksområde samt en 18-håls
golfbana. Föroreningarna PCB och HCB förekommer generellt med höga halter i
fjorden. För dessa ämnen kan inom denna studie ingen särskild föroreningskälla
utpekas.
‐ De samlade resultaten visar att den generellt höga miljöbelastningen i fjorden, till stor
del härrör från aktiviteter i anslutning till samhället Sannäs och till en stor lokal
fritidsbåtsverksamhet. Detta i kombination med näringstillförsel från jordbruksmark
och ett begränsat vattenutbyte. Avsaknaden av signifikant tidvattenutbyte är väsentligt
i sammanhanget. Bidragande till dessa föroreningar är sannolikt också gästande båtar,
då fjorden erbjuder riktaliga möjligheter till skyddade natt-/naturhamnar.
9. Framtiden
Företeelsen med en ökad exploatering och utökning av fritidsbåthamnar och båttrafik i
Bohusläns skärgård de senaste 20 – 30 åren, har inneburit en påtaglig belastning på
skärgårdsmiljön. Höga tungmetallhalter, organiska miljögifter, övergödning, ökande
utbredning av syrebrist på grunda bottnar och försurning har belagts. Även ökat buller kan
nämnas. Nödvändiga åtgärder för att begränsa dessa miljöförsämringar (förutom fortsatta
ansträngningar att minska läckage från jordbruksmark) kan vara att inleda begränsningar i
antalet båtplatser i innerskärgården och därmed begränsa motorbåtstrafiken (inkl.
vattenskotrar) i känsliga fjordar och estuarier, begränsa användandet av tvåtaktsmotorer och
påbörja aktiv utfasning av dessa, underlätta för införandet av akylatbensin och
alkoholbaserade drivmedel, anlägga sjösättningsramper och parkeringsplatser, samt
43

småbåtshamnar med torrförvaring, sk ”dry stack” i eller i nära anslutning till det yttersta
havsbandet. Det är ändå till ytterskärgården flertalet söker sig. Dessa åtgärder är
huvudsakligen till för att begränsa de förorenande transportsträckorna genom innerskärgården
på väg mot havet, samt att göra självpolerande, giftiga antifaulingfärger onödiga. Genomför
en återgång till bryggor med bryggstolpar istället för pontonbryggor som tillsammans med
förtöjda båtar, likt länsor hindrar vattencirkulationen i hamnar och vikar. Underlätta
företagsamhet som båtuthyrning och bildandet av båtpooler för att minska behovet av en egen
båt. En fortsatt utveckling och införande av rening av spolvatten från bottenmålade båtar i
fritidsbåthamnar. En vidare förbättring av båtmotorer är angeläget, så att dels avgaserna inte
leds ned i vattnet och dels ett påskyndande av utvecklingen av eldrivna fritidsbåtar.
Hanteringen av fritidsbåtverksamheten i stort befinner sig idag och för den närmaste
framtiden i stark konflikt med en hållbar förvaltning av natur- och skärgårdsmiljön. För att
inte stora naturvärden och kvaliteten för boende, rekreation, fiske och turism skall försämras
ytterligare bör stora ansträngningar göras för att avstyra utvecklingen med kraftigt ökande
fritidsbåtsaktiviteter och utbyggnad av hamnanläggningar i den innersta skärgården och
istället sträva mot en mer hållbar förvaltning av denna vår känsligaste havsmiljö.
10. Tack
Sannäsprojektet i Kosterhavet. Projektet har haft sin huvudsakliga finansiering och stöd från
Västra Götalandsregionen (Regionutvecklingsnämnden och Miljönämnden) och Göteborgs
universitet, Institutionen för Geovetenskaper. Bidrag och stöd har även erhållits från Tanums
Hamnar AB; Tanums kommun (miljö); Länsstyrelsen i Göteborg; Per-Olof Samuelsson,
Stenungsunds kommun; Skandinaviska IFAB Filtrering; Nilfisk ALTO, Mölndal;
Grebbestads Folkhögskola, marina programmet; Samhällsföreningen i Sannäs. Vi har också
fått värdefull hjälp av besättningarna ombord på forskningsfartygen Skagerak och Nereus
liksom av ett flertal forskare och kollegor som hjälpt till ombord och på laboratoriet. Pernilla
Johansson och Malin Ödalen utförde oceanografiska mätningar och beräkningar. Vi tackar Er
alla för all hjälp. Ni har starkt bidragit till genomförandet av projektet. Tack också till Mark
Johnson som språkgranskat de engelska texterna.
44

11. Referenser
Alve, E. 1991. Benthic foraminifera in sediment cores reflecting heavy-metal pollution in
Sorfjord, Western Norway. Journal of Foraminiferal Research, Volume 21, pp. 1-19.
Andersson, L.G., Hall, P.O.J., Iverfeldt, Å., Rutgers van der Loeff, M.M., Sundby, B.
Westerlund, S.F.G., 1986. Benthic respiration measured by total carbonate production,
Limnology and Oceanography, Volume 31(2), pp. 319-329.
Andersson, L., 1996. Trends in nutrient and oxygen concentrations in the Skagerrak-
Kattegat. Journal of Sea Research, Volume 35, pp. 63-71.
Andersson, S., 2006. An investigation of heavy metal concentrations in the sediments of
Sannäsfjorden, Swedish west coast. Department of Earth Science, Göteborg University,
B479, 26 p.
Appelqvist, C. och Fröjmark, J. 2000. Zosteraängarnas utbredning Rossö-Sannäs,
Tillämpningsarbete i marin ekologi, Göteborgs universitet.
http://www.tmbl.gu.se/libdb/public/Honour_theses.html, 2012-08-08.
Asplund, J. 1979. Tungmetaller i naturliga vatten; en litteraturöversikt, Rapporter, Statens
naturvårdsverk.
Balsberg, A. Lithner, G. Tyler, G. 1981. Koppar i miljön, Naturvårdsverket, Rapport 1424.
Balsberg-Påhlsson, A. Lithner, G. Tyler, G. 1982. Krom i miljön, Naturvårdsverket, Rapport
1570.
Bengtsson, H. och Cato, I., 2010. TBT i småbåtshamnar i Västra Götalands län 2010. – en
studie av belastning och trender. Länsstyrelsen i Västra Götalands län, Vattenvårdsenheten,
Rapport 2011:30, 126 s.
Bernes, C., 1998. Organiska miljögifter. Naturvårdsverket förlag, Stockholm, Sverige.
Björk, G. and Nordberg, K. 2003. Upwelling along the Swedish west coast during the 20th
century. Continental Shelf Research Volume 23, pp. 1143-1159.
Breedveld, G. D., Skei, J., and Hauge, A. Contaminants in Norwegian fjord sediments:
industrial history or future source? Journal of Soils and Sediments, Volume 10, pp. 151-
154.
Cato, I., 1977. Recent sedimentological and geochemical conditions and pollution problems in
two marine areas in southwestern Sweden. Sveriges Geologiska Undersökningar, SGU,
Rapporter och meddelanden no 64. 75 p.
Cato, I., 1990. Sedimentundersökningar i Brofjorden särskilt Trommekilen 1989, samt
förändringar efter 1972 och 1984. Striae, Volume 6, 158 p.
Cato, I., 1997. Sedimentundersökningar längs Bohuskusten 1995 samt nuvarande trender i
kustsedimentens miljökvalitet – en rapport från fem kontrollprogram. Sveriges Geologiska
Undersökningar, SGU Rapporter och meddelanden no 95. 365 p.
Cato, I., 2003. Organic carbon, nitrogen and phosphorous in sediment. Swedish National
Report on Eutrophication Status in Kattegat and Skagerrak. In: Håkansson, B. (ed):
Swedish National Report on Eutrophication Status in the Kattegat and the Skagerrak,
OSSPAR ASSESSMENT 2002, 46-49.
Cato, I., 2006. Miljökvalitet och trender i sediment och biota ut med Bohuskusten 2000/2001
– En rapport från sju kontrollprogram. Sveriges Geologiska Undersökningar, SGU
Rapporter och meddelanden no. 122. 490 p.
Cato, I., Magnusson, M., Granmo, Å., & Borgegren, A., 2007. Organiska tennföreningar – ett
hot mot livet i havet. In: Havet 2007: Wiklund, K., m fl. (red), Naturvårdsverket,
Stockholm, s. 77-81.
45

Cossellu, M. and Nordberg, K., 2010a. Recent environmental changes and filamentous algal
mats in shallow bays on the Swedish west coast – a sedimentological study. Department of
Earth Sciences, Gothenburg University, Ser C, no 86., 29 pp.
Cossellu, M. and Nordberg, K., 2010b. Recent environmental changes and filamentous algal
mats in shallow bays on the Swedish West Coast – a result of climate change? Journal of
Sea Research, Volume 63, pp. 203-212.
Filipsson, H.L., and Nordberg, K., 2004. A 200-year environmental record of a low-oxygen
fjord, Sweden, elucidated by benthic foraminifera, sediment characteristics and
hydrographic data. Journal of Foraminiferal Research, Volume 34(4), pp. 277-293.
Förstner, U. 1980. Inorganic pollutants, Particularly Heavy Metals in Estuaries, In: Chemistry
and Biochemistry of Estuaries (Eds. Olausson, E. & Cato, I.), John Wiley & Sons Ltd.,
Chichester, 307-348.
Gustafsson, M., and Nordberg, K. 2002. The impact of climate and shore-level displacement
on the late-Holocene environmental development of Havstens Fjord and Koljo Fjord,
Swedish west coast. Holocene, Volume 12, pp. 325-338.
Harland, R., Nordberg, K. and Robijn, A. In press. Latest Holocene dinoflagellate cyst records
from west coast Sweden and their impact on the interpretation of environmental change.
In: Dinoflagellate Perspectives. Bradley, L., Lewis, J. and Marret-Davies, F. (eds). The
Micropalaeontology Society, Special Publication, 00, 000-000.
Härkönen, T., 1981. Bottenfaunan i området Råssö-Sannäsfjorden, Naturinventeringar I
Göteborgs och Bohus län. Naturvårdsenheten, Länsstyrelsen, 1981:3, 54 p.
Isaksson, I., Kilnäs, M., Eriksson, M., Magnusson, J., Klingberg, M., Carling, H. och
Tingström, L., 2011. Samverkansplan för värdefulla kust- och havsområden – pilotprojekt
Norra Bohuslän (Strömstad, Tanum, Sotenäs, Lysekil & Munkedals kommuner).
Länsstyrelsen i Västra Götalands län. Rapportnummer 2011:37., 254 s.
Johansson, P., 2010. Water exchange above sill level in the Sannäsfjord, west coast of
Sweden, Department of Earth Science, Göteborg, University of Gothenburg, B591, 37 p.
Jonsson, A. 2000. The trace of metals use, emission and sediment load of urban heavy metals.
Akademisk avhandling, Linköpings universitet, Linköping studies in arts and science, 221.
Kennish, M.J., 1997. Practical Handbook of Estuarine and Marine Pollution. CRC Press, inc.,
Baco Raton FL., 219 p.
Klingberg, M. (Länsstyrelsen i Västra Götalands län - Vattenvårdsenheten), 2011.
Lagesson, H. Norling, K. Oscarsson, H. 2005. Många bäckar små, Små bohuslänska bäckars
transport av kväve och fosfor till Skagerrak, Vattenvårdsenheten, Länsstyrelsen Västra
Götalands Län, 2005:49.
Lantz, I., Sannäs pers. komm. 2012.
Lepland, A., Andersen, T.J., Lepland, A., Arp, H.P.H., Alve, E., Breedveld, G.D., and
Rindby, A. Sedimentation and chronology of heavy metal pollution in Oslo harbor,
Norway. Marine Pollution Bulletin, Volume 60, pp. 1512-1522.
Lundström, K., 2009. Ursprung och spatiell fördelning av polycykliska aromatiska kolväten
(PAH) I svenska havssediment. Department of Earth Science, Göteborg, B581, 38 p.
Magnusson, M., Granmo, Å., Löf, M., Reutgard, M., Sundelin, B., Cato, I. 2011. Känslig
fortplantning varslar om miljögifter. Havet, 2011. Om miljötillståndet i svenska
havsområden. pp. 81-87. I: Havet 2007: Wiklund, K., m fl. (red), Naturvårdsverket,
Stockholm, s. 77-81. Magnusson, M., Hilvarsson, A. och Granmo, Å., 2012. Förekomst av
TBT i sediment från småbåtshamnar och dess effekt på nätsnäckor. Göteborgs Stad –
Miljöförvaltningen., R2012:3, s. 26.
Mil-Homens, M., Stevens, R.L., Abrantes, F. & Cato, I., 2006: Heavy metal assessment for
surface sediments from three areas of the Portuguese continental shelf. Continental Shelf
Research volume 26, 1184-1205.
46

Naturvårdsverket, 1999. Bedömningsgrunder för miljökvalitet: Kust och hav.
Naturvårdsverket Rapport 4914, 134 s.
Naturvårdsverket, 2005: //www.naturvardsverket.se/index.php3?main=/dokument/
/fororen/orggift/organisk.html, 2012-05-20.
Niemistö, L., 1974. A gravity corer for studies of soft sediments. Merentutkimuslait.
Julk./Havsforskningsinst. Skr. Volume 238, pp. 33-38.
Nordberg, K., Gustafsson, M., Krantz A-L., 2000. Decreasing oxygen concentrations in the
Gullmar Fjord, Sweden, as confirmed by benthic foraminifera, and the possible association
with NAO, Journal of Marine Systems, Volume 23, pp. 303-316.
Nordberg, K., Filipsson, H., Gustafsson, M. Harland, R., and Ross, P. 2001. Climate
hydrographic variations and marine benthic hypoxia in Koljo Fjord, Sweden. Journal of
Sea Research. Volume 46, pp. 187-200.
Nyström, J.F., 1899. Sveriges Rike. Handbok för det svenska folket. Expeditionen af Ljus,
Stockholm, 363 s.
Olsson, G. 1975: Sannäsfjorden och omgivande landområden i Tanums kommun – en
naturinventering, Länsstyrelsen i Göteborg och Bohus Län, Naturinventeringar i Göteborg
och Bohus Län, 1976:7.
Olsson, A., 2007. Hydrography and water exchange in the Sannäsfjord, Department of Earth
Science, Göteborg, University of Gothenburg, B511, 35 p.
Pihl, L., Modin, J., and Wennhage, H. 1999. Spatial distribution patterns of newly settled
plaice (Pleuronectes platessa L.) along the Swedish Skagerrak archipelago. Journal of Sea
Research. Volume 44, Issue: 1-2, pp. 65-80.
Robijn, A., 2010. Heavy metal concentrations as a relative age marker in recent marine
sediment cores along the Swedish west coast. Department of Earth Science, Göteborg,
B608, 25 p.
Robijn, A., 2012. A 250 years sediment record from the Sannäsfjord, Swedish west coast,
environmental changes reflected by benthic foraminifera and heavy metal concentrations.
Department of Earth Science, Göteborg, B702, 27 p.
Rosenberg, R., Cato, I., Förlin, L., Rodhe, J., Thurén, A. & Grip, K., 1991. Storskaliga
processer och miljöeffekter I Skagerrak – Kattegatt. Forskningsprogram för perioden 1990
– 1995. SNV Rapport 3922, 79 s.
Rosenberg, R., Cato, I., Förlin, L., & Rodhe, J., 1997. Västerhavets miljö. Slutrapport från
Västerhavsprojektet. Naturvårdsverket, Rapport 4676, 55 s.
Rosenberg, R., Cato, I., Förlin, L., Grip, K. & Rodhe, J., 1997. Marine Environment Quality
Assessment of the Skagerrak – Kattegatt. Journal of Sea Research, Volume 35, pp. 1-8.
Ruist, E., 2008. Fosfor- och kvävefraktioner I miljöövervakningen – En studie av bohuslänska
vattendrag. Länsstyrelsen i Västra Götalands län, vattenvårdsenheten, Rapportnr. 2008:86
Stigebrandt, A. 1980. Some aspects of tidal interaction with fjord constrictions. Estuarine and
Coastal Marine Science, Volume 11, pp. 151-166.
Syvitski, J.P.M., Burrell, D.C., and Skei, J.M., 1987. Fjords: Processes and Products. Springer
Verlag, New York, 379 p.
Wattwil, A., 2001. Benthic foraminiferal distribution and abundance variations in the deep
basin of the Sannäs Fjord, Swedish west coast. Department of Earth Science, Göteborg,
B290, 16 p.
Ödalen, M., 2012. Oxygen deficiencies and environmental issues related to hydrography in
the Sannäs fjord, west coast of Sweden. Department of Earth Science, Göteborg, B680, 41
p.
47

48
Appendix 1
Analysdata för åtta tungmetaller i ytsedimenten (0-2 cm) från 12 mätstationer i Sannäsfjorden under åren 2008-2009.
Station SSK08_1 SSK08_2 SSK08_2.5 SSK08_3 SSK08_4 SSK09_4,5B SSK08_5 SSK08_5,5 SSK08_6,5 SSK08_7 SSK08_8 SSK08_9
Avstånd längs prof 0 1100 1296 1765 2606 3230 3481 4150 4763
Acc. hast
Vattenkvot (% TS) 374 678 617 569 568 581 359 559 506 549 583 441
Org. C 4,55 5,40 5,73 5,45 5,60 5,3 5,58 5,45 5,80 4,07 4,71 4,64
Kväve 0,537 0,66 0,703 0,633 0,653 0,64 0,667 0,66 0,703 0,44 0,54 0,54
As mg/kg TS 7,99 9,68 9,46 11,4 14,1 18,0 16,7 16,6 9,87 14,8 14,0
Cd mg/kg TS 0,410 0,370 0,436 0,409 0,239 0,422 0,483 0,302 0,345 0,192 0,226 0,302
Co mg/kg TS 7,45 7,48 6,38 7,31 8,01 7,36 6,5 6,41 5,735 5,86 5,93
Cr mg/kg TS 35,22 38,5 32,9 38 43,9 40,7 38,8 37,6 37,5 32,2 33,5 32,2
Cu mg/kg TS 23,32 24,4 22,3 26,7 28,3 32,4 30,4 25,4 27,0 20,7 22,5 32
Hg mg/kg TS 0,092 0,078 0,089 0,109 0,170 0,295 0,131 0,508 0,31 0,254 0,19
Ni mg/kg TS 20,27 20,7 18,1 21,1 23,2 22,3 21,5 21,7 18,3 20,2 20,2
Pb mg/kg TS 22,13 21,4 20,7 23,7 27,8 31,7 28,8 27,2 31,1 25,4 23,4 24,4
V mg/kg TS 58,58 71,9 58,1 67,5 77,7 79,4 61,8 56,9 51,8 54,5 52,4
Zn mg/kg TS 122 124 105 121 130 129 128 103 107 85,5 86,8 83,5

Analysdata för 15 polycykliska aromatiska kolväten (PAH) i
ytsedimenten (0-2 cm) från 4 mätstationer i Sannäsfjorden
under åren 2008-2009.
Station SSK08‐1 SSK08‐2,5 SSK08‐3 SSK08‐6.5
µg/gTS
Naphthalene* 0,0022 0,0033 0,0047 0,0070
Acenaphthene*

Analysdata för tre hexaklorhexaner (HCH) i ytsedimenten (0-2 cm)
från 4 mätstationer i Sannäsfjorden under åren 2008-2009.
Station SSK08‐1 SSK08‐2,5 SSK08‐3 SSK08‐6.5
ng/g TS
a-HCH*