Självständigt arbete vid Institutionen för geovetenskaper 2018: 20

Naturliga halter av metaller i sjöar och vattendrag med avseende på

lokal geologi i Barseleområdet

Jesper Moberg INSTITUTIONEN FÖR

GEOVETENSKAPER

Självständigt arbete vid Institutionen för geovetenskaper 2018: 20

Naturliga halter av metaller i sjöar och vattendrag med avseende på

lokal geologi i Barseleområdet

Jesper Moberg

INSTITUTIONEN FÖR GEOVETENSKAPER

Copyright © Jesper Moberg Publicerad av Institutionen för geovetenskaper, Uppsala universitet (www.geo.uu.se), Uppsala, 2018

Abstract Natural Levels of Metals in Lakes and Streams with Regard to Local Geology in the Barsele Area Jesper Moberg The levels of metals measured in individual Swedish lakes and waterways (local scale) do not always correspond to levels expected from knowledge of the underlying geology (regional scale), and in some cases can be orders of magnitude higher than expected. This is the case in the Barsele area, northern Sweden, where Agnico Eagle are exploring for gold. The purpose of this work is to investigate the natural levels of metals in waters with regard to local geology in the area, and compare these with calculated background levels. The study focuses on the metals arsenic, antimony, lead and zinc, and their geochemical behavior. Water data from ten sites during 2001–2016 have been studied. The analyzes were carried out with V2 analyzing package. Background levels were obtained from SLU and Sweden's environmental institute, which have been compared with water data from the area. The results show that arsenic and antimony have consistently higher levels than calculated background levels, while levels of lead and zinc generally correspond to background levels, depending on the classification of the water.

Factors such as pH, hydrological conditions, and solubility and mobility in water have a major influence on whether or not the levels of metals exceed the calculated background levels. Adsorption to iron oxides is an example of a factor that decreases the mobility of metals in water.

Key words: Background levels, metals natural levels, Barsele area, metals mobility in water Independent Project in Earth Science, 1GV029, 15 credits, 2018 Supervisors: Ian Snowball and Henning Holmström Department of Earth Sciences, Uppsala University, Villavägen 16, SE-752 36 Uppsala (www.geo.uu.se) The whole document is available at www.diva-portal.org

Sammanfattning Naturliga halter av metaller i sjöar och vattendrag med avseende på lokal geologi i Barseleområdet Jesper Moberg Bakgrundshalter för olika metaller i svenska sjöar och vattendrag stämmer inte alltid överens med geologin i lokala områden, som kan ha anrikats många gånger högre än beräknade halter i jordskorpan. Detta är fallet i Barseleområdet, norra Sverige där Agnico Eagle genomför undersökningsarbeten med fokus på guld. Syftet med arbetet är att undersöka vad som anses vara naturliga halter av metaller i området med avseende på lokal geologi och jämföra dessa med bedömda bakgrundshalter. Fokus ligger på metallerna arsenik, antimon, bly och zink där även dess geokemiska beteende undersöks.

Vattendata från vattendrag och sjöar från tio lokaler i området kring fyndigheten under perioden 2001–2016 har bearbetats. Analyserna har gjorts med analyspaket V2 (grundämnen i sötvatten). Bakgrundshalter har erhållits från SLU och Sveriges miljöinstitut som jämförts med vattendata från området.

Resultaten visar att arsenik och antimon har genomgående högre halter än beräknade bakgrundshalter, där antimon, bly och zink generellt ligger i linje med bakgrundshalterna beroende på klassning av vattnet.

Faktorer som pH, hydrologiska förhållanden samt löslighet och rörlighet i vatten visar sig ha stor påverkan på om halterna av metaller kommer överskrida bakgrundshalterna. Adsorption till järnoxider är ett exempel på en faktor som påverkar metallers rörlighet i vatten, och därmed om de kommer anrikas eller inte.

Nyckelord: Bakgrundshalter, metallers naturliga halter, Barseleområdet, metallers rörlighet i vatten Självständigt arbete i geovetenskap, 1GV029, 15 hp, 2018 Handledare: Ian Snowball och Henning Holmström Institutionen för geovetenskaper, Uppsala Universitet, Villavägen 16, 752 36 Uppsala (www.geo.uu.se) Hela publikationen finns tillgänglig på www.diva-portal.org

Innehållsförteckning

1. Introduktion ........................................................................................................... 1 1.1 Frågeställningar .............................................................................................................. 2

2. Bakgrund ............................................................................................................... 2 2.1 Metaller i sjöar och vattendrag ....................................................................................... 2 2.2 Bakgrundshalt ................................................................................................................ 3 2.2.1 pH och Alkalinitet ......................................................................................................... 5 2.3 Vattendirektivet ............................................................................................................... 6 2.4 Arsenik och Antimon ...................................................................................................... 7 2.5 Zink och Bly .................................................................................................................. 10 2.6 Regional geologi ........................................................................................................... 11

2.6.1 Geologi i Barsele och mineraliseringen ................................................................. 13

3. Metod ................................................................................................................... 16 3.1 Analysmetoderna ......................................................................................................... 17

4. Resultat ............................................................................................................... 18 4.1 Jämförelse med bakgrundshalter ................................................................................. 19 4.2 Lokalernas säsongsmedelvärde ................................................................................... 29 4.3 Adsorption av järn ........................................................................................................ 32 4.4 pH och Alkalinitet .......................................................................................................... 34

5. Diskussion .......................................................................................................... 34 5.1 Bakgrundshalter ........................................................................................................... 34

5.1.1 Vattendirektivet och miljökvalitetsnormer .............................................................. 35 5.1.2 Säsongsvariationer ................................................................................................ 35 5.1.3 pH och Alkalinitet ................................................................................................... 35

5.2 Arsenik ......................................................................................................................... 36 5.3 Antimon ........................................................................................................................ 37 5.4 Zink ............................................................................................................................... 37 5.5 Bly ................................................................................................................................ 38 5.6 Felkällor ........................................................................................................................ 38

6. Slutsats ................................................................................................................ 38 Tackord .................................................................................................................... 39 Referenser ............................................................................................................... 40 Bilagor ..................................................................................................................... 43

Bilaga 1. pH och Alkalinitet ................................................................................................. 43

1

1. Introduktion På senare år har intresset för guldbrytning ökat i Lycksele–Storuman området, i norra

Sverige, längs med den så kallade ”guldlinjen” som går i en ungefärlig NW–SE

riktning (Bark & Weihed, 2012). Förändringen i intresse beror på att

guldkonsumtionen i nuläget är högre än produktionen i världen, vilket gör att priset på

guld ökat och gjort tidigare ointressanta områden ur ekonomisk synpunkt till

potentiellt gynnsamma (Axelsson, 2007). Guldmineraliseringen i Barseleområdet,

Storuman kommun i norra Sverige har väckt intresset hos företaget Agnico Eagle

Mines Ltd att undersöka förekomsten av guld i området. Att guld förekommer i

området har varit känt sedan tidigare, geofysiska mätningar och borrningar i området

har gjorts sedan 1989. Sedan 2015 är Agnico Eagle huvudoperatör med 55% andel i

projektet (Barsele Gold Project, 2016). Företaget har sedan dess utfört

undersökningar som innefattar bland annat borrningar, markgeofysik,

berggrundskarteringar och bakgrundsundersökningar som omfattar vatten, sediment,

flora och fauna. Undersökningarna görs för att kunna utreda eventuell möjlighet att i

framtiden utveckla guldfyndigheten.

Syftet med denna studie är att bestämma nivåer av metaller i omkringliggande

vattendrag och sjöar som kan anses vara naturliga i ytvatten i området kring

fyndigheten. Detta görs genom att försöka jämföra halterna till den regionala geologin

i området. Alla ämnen berörs inte lika mycket i denna studie, utan fokus ligger på

dem naturliga halterna av arsenik, antimon, zink och bly som är extra intressanta på

grund av dess avvikande värden och/eller toxicitet. Metallerna undersöks genom att

analysera och diskutera dess geokemiska beteende, bakgrundskoncentrationer av

metallerna samt de hydrologiska förhållandena. Det geokemiska beteendet av

metallerna diskuteras utifrån perspektivet av regional geologi, samt jämförs med

regionala koncentrationer av ämnena i ytvattnet. Fokus kommer ligga på nivåerna i

ytvattnet, och årsvariationer kommer även att beaktas, varje kvartal förutom vintertid

då provtagning inte skett. Viktigt att notera är att naturliga halter av metaller kan

variera beroende på geologiska faktorer. Vattenprover har tagits från ett område som

innefattar hela undersökningsområdet, vilket ligger mellan Umeälven och Skirträsket,

omfattande områden nordväst om Barsele samt ett mindre område sydväst om

Barsele. Data från proverna sträcker sig från 2001–2002 och 2005–2016. De

naturliga halterna undersöks med motiveringen att Agnico Eagle vill ha

referensvärden (”baselines”) för att få en uppfattning om hur geologin i området

påverkar de naturliga koncentrationerna.

Värdena av metallerna kommer också jämföras med vattendirektivets gränsvärden

för god kemisk status för sjöar och vattendrag. Ämnenas rörlighet i vattendrag

undersöks genom att titta på dess adsorption mot hydratiserade järnoxider.

2

1.1 Frågeställningar Vad är de naturliga nivåerna av arsenik, antimon, bly och zink i vatten runt

området med avseende på lokal geologi? Skillnader och likheter mellan ämnena och hur halterna ändras med avstånd

från fyndigheten, hur påverkar olika avrinningsområden och vad styr rörligheten av metallerna?

2. Bakgrund I detta avsnitt beskrivs all nödvändig information som krävs för att på ett så bra vis som möjligt tolka resultaten och nå en slutsats. Några saker som är intressant och viktigt att se på när man studerar dessa spårämnens geokemiska beteenden är dess toxicitet, hur mycket som finns närvarande i de olika miljöerna, hur de fluktuerar mellan olika miljöer, vad som påverkar dess rörlighet och i vilken form de finns närvarande i. Detta kommer ses över i denna studie.

De fyra metallerna undersöks djupare är av särskilt intresse på grund av höga halter och extremt höga halter i vattnet för särskilt arsenik, toxiciteten av särskilt bly och arsenik och anrikningen av arsenik, zink och antimon i området. Arsenik, antimon, bly och zink är alla tungmetaller (densitet >4,5–5,0 g/cm3). Termen tungmetall har i flera fall fått en skev betydelse då det missförstås att metallen automatiskt är giftig vid låga nivåer. I många fall stämmer det (t.ex. bly, kadmium och kvicksilver), men långt ifrån alltid. Till exempel så skulle människan inte kunna leva utan flera tungmetaller, där järn och zink är två av flera essentiella metaller. I höga nivåer kan dock även livsviktiga metaller vara giftiga (Elding, 2018; Nagajyoti et al., 2010).

2.1 Metaller i sjöar och vattendrag Metaller rör sig i naturen naturligt i sjöar och vattendrag genom fysiska, kemiska och biologiska processer. Via kemisk och mekanisk vittring av berggrunden och jorden, som sedan eroderas och transporteras nedströms genom vattendrag, sjöar och grundvatten, för att slutligen nå havet. Metaller kan också fastna på vägen i sediment och bioackumulera i djur och växter. Metallers väg genom vattendrag och sjöar är allt en del av ett större geologiskt kretslopp, där sedimenteringen slutligen leder till nya bergarter (Goyer & Clarkson, 2001). Den mänskliga påverkan är i många fall stor när man pratar om utsläpp av metaller i miljön, genom att vi påskyndat vissa delar av metallernas kretslopp (i detta fall utsläpp), vilket resulterar i att sjöar och vattendrag får högre halter genom atmosfären eller grundvattnet, då sjöarna och vattendragen kan agera som reservoarer. Antropogena källor inkluderar industrier (smältverk, gruvor etc.), jordbruk (gödsel, pesticider o.s.v.), fossila bränslen och avloppssystem. Vilken som är faktor som är störst beror på vart i världen man befinner sig (Nagajyoti et al., 2010).

I sötvatten förekommer metaller naturligt i låga halter, där människan i Sverige däremot bidragit till en ökad halt av metaller från smältverk, förbränning av fossila bränslen, vägslitage o.s.v. där föroreningarna sprider sig i atmosfären och

3

grundvatten. I Sverige är mönstret genomgående att halterna av metaller i sjöar och vattendrag är generellt högre i södra Sverige jämfört med norra, där troligtvis jordbruk är en stor faktor. Stora variationer i halterna finns dock i södra Sverige. Den lokala geologin i kan också bidra med naturligt förhöjda halter i ett område (Johansson, 2018; Linderholm, 2018). Utsläpp av metaller från kontinenten har påverkat Sverige så långt tillbaks som 2000 f.Kr. då de första tecknen på atmosfäriska blyföroreningar hittats (Renberg et al., 2000). Särskilda punktutsläpp påverkar också, vilket är mest tydligt i vid Skellefteå och många mil omkring staden, på grund av ett stort smältverk vid Rönnskär (Johansson, 2018; Linderholm, 2018).

2.2 Bakgrundshalt Termen bakgrundshalt av ett ämne kan definieras på olika sätt, men i denna rapport betyder det vad som anses vara ett vanligt värde på ämnen i vatten som inte är påverkad av punktutsläpp eller försurning. Däremot tar det i beräkning påverkan från fossila bränslen, deponier och andra vaga utsläpp. Detta kallas regional bakgrundshalt och är definitionen som används i studien. Gränsvärden för metallerna återfinns i tabell 1 & 2 (Herbert et al., 2009). Termen naturlig bakgrundshalt är i strikt mening halter av ämnen som skulle finnas i inlandsvatten och hav utan någon som helst mänsklig påverkan. Detta blir dock ofta en vansklig metod att använda sig av då dessa värden ofta baseras på beräkningar från nutida värden. Processen att bestämma bakgrundshalter för metaller i inlandsvatten inkluderar granskning och kvalitetssäkring av mätdata, granskning av eventuella punktutsläppskällor i området och slutligen beräkning av bakgrundshalterna. Bakgrundshalterna delas in i sju olika ekoregioner, där området ligger i ekoregion 2, och dessutom hydromorfologiska egenskaper så som kalk- och humushalt. Halten visas genom benämningarna N och Y för låg respektive hög humus- och kalkhalt: (Herbert et al., 2009).

NN = låg humus- och kalkhalt NY = låg humushalt och hög kalkhalt YN = Hög humushalt och låg kalkhalt YY= Hög humus- och kalkhalt

4

Tabell 1. Beräknade medianvärden för bakgrundshalter och pH i sjöar för 8 av de 12

analyserade ämnena. Enhet är g/l. Ekoregion Klassning pH As

g/l Cd g/l

Cr g/l

Cu g/l

Ni g/l

Pb g/l

Zn g/l

Fe g/l

2 NN 6,82 0,14 0,005 0,09 0,36 0,18 0,090 1,3 54

2 YN 6,41 0,24 0,012 0,18 1,1 0,26 0,55 5,2 319 Källa: (Herbert et al., 2009)

Tabell 2. Beräknade medianvärdenvärden för bakgrundshalter och pH i ytvattnet från vattendrag för 9 av de 12 analyserade ämnena. Enhet är g/l. Ekoregion Klassning pH As

g/l Cd g/l

Cr g/l

Cu g/l

Ni g/l

Pb g/l

Zn g/l

Fe g/l

Hg g/l

2 NN 6,83 0,055 0,005 0,11 0,27 0,27 0,040 0,85 54 0,0011

2 YN 6,24 0,21 0,007 0,20 0,31 0,19 0,225 2,2 319 0,0029

Källa: (Herbert et al., 2009)

Bakgrundshalten av antimon i svenska sötvatten finns inte med i Sveriges miljöövervakningsprogram, och finns inte med i tabell 1 & 2. Svenska miljöinstitutet har däremot uppskattat bakgrundshalterna, vilket ligger på 0,035 g/l (Sternbeck et al., 2002). Några bakgrundshalter för nickel, uran och magnesium har inte hittats.

För att bestämma de naturliga nivåerna av metallerna krävs det att man inte bara jämför med bakgrundshalterna, utan också studerar den lokala geologin i området, samt hur avrinningsområdena ligger (figur 1). Området kring Barsele har många avrinningsområden där vissa leder till det större vattendraget Umeälven och andra till sjöar i området. Alla rinner slutligen ut i Bottenviken.

5

Figur 1. Avrinningsområden i området kring Barsele. De blåa markörerna markerar mineraliseringen. källa: (SMHI Öppna data, 2016)

2.2.1 pH och Alkalinitet pH–värdet i sjöar och vattendrag påverkas av flera faktorer, så som tillskott från regnvatten som är naturligt surt i jämvikt, myrmarker i form av humus och fulvosyror vid främst vår och höst. Ett lägre pH påverkar också alkaliniteten, vilket är hur bra vattnet klarar av syratillskott utan att ändra pH-värdet nämnvärt. Alkaliniteten minskar vid lägre pH genom att vätekarbonatjonerna i vattnet förbrukas och bildar kolsyra när det kommer i kontakt med vätejoner enligt jämvikten:

↔

När mer vätejoner tillsätts drivs jämvikten till höger och förbrukar vätekarbonatjonerna. Vid ungefär pH: 5,4 är alla vätekarbonatjoner förbrukade och alkaliniteten är då = 0. Alkaliniteten ger då ett mått på hur påverkad vattendraget är av försurning (Harned & Davis, 1943; Pansar, 2005; Holmström, 2018). pH-värdet kan som tidigare nämnt också påverka rörligheten av ämnena i vatten, då generellt ett surare pH ökar rörligheten. Klassning av alkalinitet finns endast för grundvatten (tabell 3)

6

Tabell 3. Halt HCO3 i grundvatten i mg/l.

Mycket låg alkalinitet

Låg alkalinitet (mg HCO3/l)

Måttlig alkalinitet (mg HCO3/l)

Hög alkalinitet (mg HCO3/l)

<10 10–30 30–60 60–180 Källa: (Andersson, 2018)

2.3 Vattendirektivet Europarlamentet och rådets direktiv som fastslogs år 2000 genom vattendirektivet 2000/60/EG som har ändrats och reviderats genom 2008/105/EG och det nuvarande gällande 2013/39/EU tar upp vilka ämnen som är prioriterade ämnen, eller ämnen som anses vara en betydande risk för vattenmiljön i EU. Det tar även upp vilka gränsvärden som finns för vad som anses vara god kemisk status i ytvatten genom miljökvalitetsnormer som Havs- och vattenmyndigheten fastställt (tabell 4 & 5). (Europaparlamentets och rådets direktiv 2013/39/EU, 2013; Havs- och vattenmyndighetens författningssamling., 2015) Tabell 4. Gränsvärden för god kemisk ytvattenstatus på prioriterade ämnen.

Ämne Gränsvärde, årsmedelvärde för

inlandsytvatten (g/l)

Maximal tillåten koncentration för inlandsytvatten

(g/l) Kadmium och kadmiumföreningar (beroende på vattenhårdhetsklass)

Klass 1: ≤ 0,08 Klass 2: 0,08 Klass 3: 0,09 Klass 4: 0,15 Klass 5: 0,25

Klass 1: ≤ 0,45 Klass 2: 0,45 Klass 3: 0,6 Klass 4: 0,9 Klass 5: 1,5

Bly och blyföreningar

1,2 Biotillgänglighet

14

Kvicksilver och kvicksilverföreningar

Ej specificerad Ej specificerad

Nickel och nickelföreningar

4 Biotillgänglighet

34

källa: (Europaparlamentets och rådets direktiv 2013/39/EU, 2013)

7

Tabell 5. Gränsvärden för god kemisk status på SFÄ i inlandsytvatten.

Ämne Årsmedelvärde (g/l) Maximal tillåten

koncentration (g/l)

Arsenik 0,50 7,9 Koppar 0,50

Biotillgänglighet Ej specificerad

Krom (total halt) 3,4 Ej specificerad Uran 0,17 8,6 Zink 5,5

Biotillgänglighet Ej specificerad

Källa: (Europaparlamentets och rådets direktiv 2013/39/EU, 2013)

2.4 Arsenik och Antimon Arsenik och antimon finns spritt i världen på grund av naturliga processer och mänsklig aktivitet som inkluderar olika föroreningar från gruvaktivitet, smältverk och förbränning av fossila bränslen. Arsenik och antimon har inom forskningen och allmänheten fått mycket uppmärksamhet de senaste åren på grund av dess negativa påverkan på vattenkvalité och ekosystem (Mueller et al., 2010). Båda ämnena är så kallade halvmetaller, vilket betyder att de har fysikaliska och kemiska egenskaper som är gränsfall mellan icke-metaller och metaller (Nationalencyklopedin, 2018) Arseniks geokemiska beteende är väl studerat på grund av dess toxicitet i miljön. Antimon är sämre förstådd när det gäller hur det sprids i miljön och i vilka halter det förekommer.

Både antimon och arsenik återfinns i grupp 5 i periodiska systemet och hittas i miljön som spårelement. Eftersom de ligger i samma grupp, borde de rimligtvis ha ett liknande kemiskt beteende. Så är dock inte fallet. Arsenik bildar gärna olika vattenlösningar, eller det solida saltet arsenat. Antimon bildar lätt solida oxider när det kommer till en miljö vid eller nära jordskorpan. Därav kan rörligheten av båda halvmetallerna skilja sig i miljön.

Båda ämnena återfinns i sulfidform som har brytbara halter av guld i sig, där stibnit (Sb2S3) för antimon och arsenikkis (FeAsS) för arsenik är vanligaste sulfidmineralen. Båda metallerna är anrikade med uppemot tusentals gånger nivåerna de återfinns i skorpan som medelvärde i olika guldfyndigheter (Craw et al., 2004a). Därav är just närheten till mineraliseringen, om den är exponerad eller nära ytan och pH-värdet på vattnet som kommer i kontakt med sulfidmalmen viktiga faktor på hur koncentrationerna i vatten och sediment kommer vara nedströms. En exponerad sulfidmineralisering är mer benägen att vittra än en om samma mineralisering har blivit övertäckt och inte direkt utsätts för syre och oxiderande förhållanden (Mueller et al., 2010).

Arsenik och antimon anses båda som giftiga vid liknande låga nivåer och är båda giftiga för djur. Antimon kan också ha en giftig effekt på växter när de absorberar det (Craw et al., 2004a). inorganisk arsenik är mer giftig än motsvarigheten för antimon, medan antimon är den giftigare av dem två i organisk form (Chen et al., 2003).

8

Gränsvärdena för arsenik och antimon i dricksvatten ligger på 10 g/l respektive 5

g/l (Livsmedelsverket föreskrifter om dricksvatten, 2001). Några gränsvärden för antimon, järn och magnesium när det gäller god kemisk status för inlandsytvatten eller grundvatten finns inte (Havs- och vattenmyndighetens författningssamling., 2015; Johansson, 2018). Övriga metaller återfinns i tabell 4 & 5.

Studier på antimons toxicitet i vattenlösning fokuseras ofta på de två olika oxidationstalen SbIII och SbV, där den sistnämnda är ansedd som den mest giftiga av de två. Speciernas exakta toxicitet beror på faktorer som t.ex. vilken organism den påverkar, om det finns andra föroreningar närvarande och vilken väg den utsätts för ämnet (Filella et al., 2009). När SbIII används lokalt kan det ge problem för hjärta, lungor, kroppslig svaghet och myalgi, ge illamående, kräkningar bland annat. Arsenik existerar vanligen i samma två oxidationstal som antimon i vattenlösning, den inorganiska specien AsIII

(aq) (arsenous acid) och AsV(aq) (arsenic acid), där den

trevärda specien är giftigare än den femvärdiga då den tas upp snabbare av biologiska system. Inorganisk arsenik är vidare mer giftig än organisk. Arsenik kan ge många allvarliga problem som bland annat akut och kronisk förgiftning, samt cancer i flera former. I naturliga miljöer förekommer arsenik vanligtvis som den fasta inorganiska specien arsenit (H3AsO3) där arsenik har oxidationstalet AsIII, samt arsenat (H2AsO4

-, HAsO42-) där arsenik har oxidationstalet AsV. Den femvärdiga

specien är den vanligaste i sötvatten. Redoxpotentialen och pH-värdet avgör vilken specie som dominerar (Smedley & Kinniburgh, 2002; Bissen & Frimmel, 2003). Bakterier kan också ersätta hydroxylgruppen med metylgrupper i de inorganiska arsenikspecierna nämnd ovan och bildar då monometylarsenat (CH3AsO3

2-) från arsenit och dimetylarsenit ((CH3)2AsO2

-) från arsenat i jord (Bissen & Frimmel, 2003). I syrerika miljöer kan också bakterien Pseudomonas flouroscens reducera arsenat till arsenit (Cullen & Reimer, 1989).

Överlag förekommer antimon främst i former med oxidationstal SbIII och SbV, där den sistnämnda är den dominerande formen i syrerik miljö och nära neutralt pH, med ca 90% av det totala antimonet. SbIII återfinns i små mängder trots att det är termodynamiskt instabilt, vilket kan bero på påverkan av biologisk aktivitet som reducerar SbV till SbIII i den eufotiska zonen, men detta är inte fullt förstått än (Filella et al., 2002, 2009). Den enda kända studien som har gjorts på antimon i syrefattiga förhållanden visar att SbIII dominerar under syrefattiga förhållanden med endast en liten andel SbV, men överlag saknas en hel del kunskap om ämnet på grund av för lite forskning, särskilt forskning om antimon i naturliga miljöer (Chen et al., 2003). Eftersom arsenik och antimon ofta förekommer i guldmineraliseringar, så även i mineraliseringen vid Barsele, och att dessa har kemiska likheter och båda är i viss mån giftiga, är det viktigt att dessa ses över tillsammans med andra metaller av intresse i området. Förståelsen för antimon är dock begränsad då dess geokemiska beteende är betydligt sämre för än den för arsenik (Craw et al., 2004a).

Ämnenas rörlighet skiljer sig åt då. Skillnaden beror på att arsenik vid nära neutralt pH och oxiderande miljö, övergår från den mer mobila specien AsIII (arsenit) till AsV

(arsenat) och kan därmed effektivt adsorberas till hydratiserade järnoxider. Sura pH-värden och reducerande miljö ger en mer mobil form i form av AsIII (figur 2). Antimon

9

däremot, adsorberas inte lika lätt även om det är i sitt oxiderade tillstånd SbV, då dess affinitet för järnhydroxider är betydlig lägre än den för arsenik (Mueller et al., 2010). Arseniks rörlighet i naturen beror på ett par viktiga faktorer: jordtypen och hur mycket av jorden som har adsorberande egenskaper, den lokala redoxmiljön och pH-värdet. Hög rörlighet i grundvatten gynnas av ett basiskt pH-värde, låg redoxpotential (reducerande) på jorden och låg andel adsorberande jord. Antimon kan adsorberas till olika oxider, hydroxider, lermineral etc. vilket minskar dess rörlighet. Reducerande förhållanden gör att arsenik binder till oxider av Mn och Fe, medan hydroxidgruppen frigörs då FeIII reduceras till FeII och MnIII/IV reduceras till MnII. Vid +200 mV och under neutrala till sura miljöer börjar reduktionen av dessa komponenter. Reduktionen sker vid lägre voltpotential (Eh) vid basiska förhållanden (figur 2) (Bissen & Frimmel, 2003). I vatten är det däremot endast redoxmiljön och arseniks benägenhet att binda till hydratiserade metalloxider (Fe, Mn bl.a.), organiskt material och lermineral som avgör rörligheten av arsenik (Cullen & Reimer, 1989).

Figur 2. Eh–pH diagram för arsenik i vattenlösning. Källa: (Valles‐Aragón M.C. et al., 2013)

I oxiderande förhållanden i ytvatten är arsenik mindre mobil än vad antimon är och i reducerande förhållanden i grundvatten är arsenik mer mobil än vad antimon är. Detta kan eventuellt vara användbart för att hitta liknande fyndigheter på andra platser (Mueller et al., 2010).

10

2.5 Zink och Bly Bly tillhör grupp 14 (kolgruppen) i periodiska systemet, med en medelhalt på ca 13 g/ton i jordskorpan är det 36:e vanligaste grundämnet i jordskorpan. Det vanligaste mineralet är blyglans i sulfidmalmer, man hittar sällan bly i sin rena form i naturen (Tyler et al., 2018). Bly förekommer oftast tillsammans med andra mineral så som Cd, Zn, Fe m.fl. i fyndigheter (Marshall & Fairbridge, 1999). Bly är den metall som kanske har använts mest historiskt sett av människan, där användningen kan spåras så långt bak till 2000 f.Kr. (Renberg et al., 2000). Den har sedan dess i stor skala använts av människan på grund av dess särskilda egenskaper så som bland annat låga smältpunkt, mjukhet, motståndskraft mot korrosion. Detta har gett upphov till att bly finns vidspritt i miljön och biologiska system. Bly kan inte brytas ned utan förblir sin stabila isotop, vilket också bidrar till att den blir kvar i miljön och organismer som får i sig bly genom födan.

Toxiciteten av bly är väl studerad och negativa effekter föreligger vid låga nivåer på till exempel nervsystemet, njurarna och på produktionen av nya blodceller. Redan vid halter på 40 g/l kan kronisk förgiftning uppstå om man exponeras för halterna upprepade gånger. Symptomen till kronisk förgiftning är illamående, trötthet, hallucinationer, kramper och i svåra fall koma. Vid 100 g/l kan akut förgiftning uppstå om man utsätts för halterna under en kort period (Nagajyoti et al., 2010; Flora et al., 2012). Bly anrikas i njurar, lever, mjälte och över en längre tid i skelettet. Toxiciteten från bly kommer från att blyjoner stör funktionen av enzymer i cellerna när blyet binder till dem, vilket skadar eller dödar cellerna. Mer ingående så minskar produktionen av antioxidanter på grund av minskad enzymfunktion, samtidigt som skadliga fria radikaler (reaktivt syre i olika föreningar i detta fall) så som väteperoxid (H2O2) och hydroperoxider (HO2) ökar. Detta skapar en oxidativ stress som leder till celldöd. Den oxidativa stressen kommer ifrån att kroppen producerar för mycket skadligt syre som inte antioxidanterna kan klara av (Tyler et al., 2018; Mittler, 2002; Flora et al., 2012). Bly bildar enklast PbII eftersom i det yttersta elektronskalet finns två s- och två p-elektroner, varvid p-elektronerna är de första som avlägsnas, mineralet blyglans (PbS) kan då bildas, eftersom svavel gärna finns i SII-. Anglesit (PbSO4) och cerussit (PbCO3) är andra tvåvärda blymineral som dock inte är lika vanligt som blyglans, alla tre mineral är dessutom svårlösliga i vatten. Att s-elektronerna avlägsnas är svårare, därav är PbIV betydligt ovanligare (Tyler et al., 2018). PbII har en hög adsorption till hydratiserade järnoxider vid neutrala pH (6–8), nästan fyra gånger högre än zink vid tester mellan dessa två joner i samma vattenlösning. Vid pH <6 minskar adsorptionen av bly till järn (Gadde & Laitinen, 1974). Zink är en formbar och mjuk metall som återfinns i grupp 12 i periodiska systemet tillsammans med kadmium och kvicksilver. Zink delar dock inte samma toxiska egenskaper som dessa två, vilket berörs senare. Zink har en högre medelhalt i jordskorpan än bly, med 76 g zink/ton och är likt bly, sällsynt i ren form i naturen, utan hittas nästan alltid i kemiskt bunden form. Den vanligaste kommersiella föreningen för zink är Zinkblände (Zn,Fe)S som är ett sulfidmineral, ett annat

11

sulfidmineral som också hittas i naturen är wurzit (ZnS). Zinksulfider förekommer oftast tillsammans med blyglans. Zink har fler likheter med bly då det också har oxidationstalet +2 i föreningar. Zink bildar ofta olika komplexa joner så som Zn(NH3)4

2+, Zn(OH)42-, Zn(H2O)6

2+ (Elding et al., 2018; Marshall & Fairbridge, 1999). Zink är en livsnödvändig metall för människan, växter och andra djur. Den har en låg toxicitet men kan bli giftig vid mycket höga koncentrationer. Det finns några zinkföreningar som är giftiga, så som zinkarsenat och zinkcyanid (Zinc (Zn) and water, 2018). Hos människan används Zink i proteiner som hjälper till med ämnesomsättningen och att reglera aktiviteten av gener. Zinkbrist kan leda till håravfall, förändringar i huden och sämre tillväxt fysiskt och mentalt (Elding et al., 2018; Marshall & Fairbridge, 1999; Goyer & Clarkson, 2001). En övre gräns för dagsintag har fastställts av Europiska Livsmedelssäkerhetsmyndigheten (Efsa) på 25 mg (Livsmedelverket, 2018). Zink löser sig bättre i vatten som är sura, då zink reagerar med vätejoner enligt rektionen: Zn(s) + 2H+ Zn2+

(aq) + H2. Vid neutrala pH–värden är zink i princip olöslig i vatten. Lösligheten ökar också vid basiska pH–värden över 11. Rörligheten av zink i ytvatten kontrolleras främst av lösligheten, samt adsorptionen till hydratiserade oxider (Fe, Mn och Al) och lermineral. Antropogena källor till zink i vattendrag är avloppsvatten, surt lakvatten från gruvor, förbränning av fossila bränslen, smältverk (Marshall & Fairbridge, 1999).

2.6 Regional geologi Guldlinjen och Skelleftedistriktet ligger på den Paleo-protozoiska delen av den fennoskandiska urbergsskölden (även kallad baltiska skölden), som främst är uppbyggd av arkeisk högdeformerade gnejsrar och grönstenar–granitoider, samt proterozoiska ytbergarter som avsatts på den arkeiska berggrunden (Tangwa, 2009). Fennoskandiska urbergssskölden innefattar förutom stora delar av Sverige, mindre delar Norge, hela Finland och delar av nordvästra Ryssland. Den är indelad fem huvudprovinser, där den Svekofenniska orogenesen är relevant för studien. Stora delar av Sveriges berggrund, förutom syd–sydväst och små delar av nordligaste Sverige härstammar från den Svekofenniska orogenesen (1,9–1,75 Ga). Den hade sin intensivaste del för 1,9–1,8 Ga, och har skapat många av Sveriges största malmförekomster idag som Bergslagen, Skelleftefältet och Norrbottens sulfid- och järnmalmer. Den kan delas in i två huvudsakliga delprovinser: den Svekofenniska och den Karelsk-lapponiska.

Skelleftedistriktet består av felsiska (ryolitiska–daciska och porfyriska) till mafiska metavulkaniter och metasedimentära bergarter som härstammar från den så kallade Botniska sedimentära bassängen, tidig proterozoisk tid, ungefär 1,90–1,87 Ga, med en låg–mellanliggande metamorfosgrad någonstans mellan grönskifferfacies–låg amfibolitfacies, i den Fennoskandiska skölden. De felsiska vulkaniterna härstammar från explosiv undervattenvulkanism som spritt ut vulkaniterna över distriktet. Massiva sulfidmalmer har hittats återkommande i gränszonen mellan metavulkaniterna och den Botniska sedimentära bassängen, såväl som guldfyndigheter i intrusiva värdar

12

och porfyrisk Cu-Au-Mo. Geokemisk och geologisk information indikerar att skelleftedistriktet har varit en vulkanisk öbåge vid en subduktionszon som stupar åt nordost. I distriktets centrala och östra delar ligger vulkaniterna lagrade om vart annat med skiffrar och gråvackor. I mer sydvästlig riktning är gråvackorna mer sammanhängande och av Härnöformation, fortfarande överlappande med vulkniterna. I väst–nordvästlig riktning har gråvackorna inlagringar av mafiska–ultramafiska bergarter (Lundqvist et al., 2011)

Barsele–området är en del av den protozoiska delen av den Svekofenniska provinsen och ligger i gränszonen mellan den vulkaniska provinsen i norr, och den Botniska sedimentära bassängen i syd (Tangwa, 2009; GIROUX CONSULTANTS LTD. et al., 2011; Lundqvist et al., 2011) Den Svekofenniska orogenesen, där man tidigare trott att huvudfasen legat mellan 1,9–1,8 Ga har blivit uppdelad i två nya faser: först en anhopning av en mikrokontinent under den arkeiska eonen, följt av flera olika processer så som storskalig extension, bergsbyggande processer och post–orogenisk kollaps. Själva extensionen och uppbrytningen av den Fennoskandiska skölden som bildades under arkeikum påbörjades runt 2,45 Ga och avslutades runt 2,06 Ga. Detta ledde till formationen av stora oceaniska bassänger där sedimentering av sediment som bl.a. den metamorfoserade gråvacka-sekvensen man idag kan se i området, med en tjocklek på ca 10 km. Även underordnade vulkaniter kan hittas i området. Detta kan tolkas som en ”forearc basin” miljö (Bark & Weihed, 2012). Den metamorfosa graden på dessa sedimentära och vulkaniska bergarterna är låg–medium, och har deformerats i en NW–SE riktning (Tangwa, 2009). Ytbergarterna i Lycksele–Storuman området (som inkluderar Barsele) bildades delvis i denna sekvens av extension och sedimentation. Därefter har andra bergarter trängt sig på under tidsperioden 1,82–1,77 Ga. Kalk-alkalina granitoider, S–typ graniter av Skellefte–Härnöformation, samt graniter av Revsund formation (Bark & Weihed, 2012). Att dessa granitoider och graniter skärs av dolerit är inte ovanligt (Tangwa, 2009).

13

Figur 2. Geologin på regional skala. X markerar mineraliseringarna. Källa: SGUs kartgenerator.

2.6.1 Geologi i Barsele & Mineraliseringen Guldfyndigheten i Barsele ligger belägen inom den så kallade guldlinjen, där den möter Skellefte–VMS–bältet. Fyndigheten består av fyra kända mineraliseringar: Avan, Central, Skiråsen och Norra (figur 5). Berggrunden mitt i mellan Umeälven och sjön Skirträsket ligger under ett tunt lager av kvartär morän, och består av metasedimentär gråvacka, metagranodiorit, samt metavulkaniter i form av basalt och ryolit (figur 5), alla av Proterozoisk svekofenniskt ursprung. Även en del isälvssediment av kvartärt ursprung kan hittas längst östra stranden av Umeälven (figur 3, 4 & 5).

Skirtäsket

Umeälven

14

Figur 3. Jordarter på regional skala. X markerar mineraliseringarna. Källa: SGUs kartgenerator.

Figur 4. Geologin på lokal skala. X markerar mineraliseringarna. Källa: SGUs kartgenerator.

15

Tre orogeniska faser av granodiorit finns i området: tidig, mellan och efter. Den tidiga orogeniska fasen är där guldfyndigheten huvudsakligen återfinns. I granodioriten hittar man en penetrativ S2 foliation som är väl utvecklad. Foliationen skärs i sin tur av förkastningar, sulfidförande kvarts-, klorit- och kvartskarbonatgångar. Granodioriten som guldfyndigheten finns i består av plagioklas, K-fältspat, biotit, kvart och är kvarts/fältspat porfyrisk. Granodioritiska intrusionen varierar i bredd mellan 200–500 m med en längd längs med strykningen på drygt 8 km. Själva mineraliseringszonerna Central- och Skiråsen har tillsammans en längd längs strykningen på 1,35 km, en bredd på 250–300 m. Mineraliseringen i Avan är lite mer utspridd med en längd längs med strykningen på 1,4 km och en bredd på 200–500 m, alla dessa tre har ett djup på minst 580 m. Norra zonen är betydligt mindre och uppskattas till 300 m lång längs med strykningen och ca 50 m bred (figur 6) (Axelsson, 2007; GIROUX CONSULTANTS LTD. et al., 2011). I norra zonen förekommer guldmineraliseringen i en epitermal semimassiv till massiv sulfidmineralisering i vulkanit (V-HMS) av Skellefteåtyp. Mineraliseringen ligger i en värd av skjuvade felsiska vulkaniter, finkorniga metasedimentära bergarter och pyritförande skiffrar som är folierade. I sulfidmineraliseringen förekommer guld tillsammans med zinkblände, arsenikkis, pyrit och blyglans. Pyritiska skiffrar som blivit deformerade återfinns i den övre delen av mineraliseringen tillsammans med andesitiska till basaltiska vulkaniter. Längre ned finns det utöver guld, en ökad halt av basmetaller, främst koppar, zink och bly i den semimassiva till massiva sulfidmineraliseringen.

I mineraliseringszonerna Avan–Central–Skiråsen förekommer guldet i ren form legerad med silver (electrum). Guldet förekommer ofta tillsammans med arsenikkis, magnetkis, kvarts, klorit, biotit, och kalcit. Vid Avan, Central och Skiråsen förekommer två olika typer av guldmineralisering: (1) skjuvzonsrelaterad orogenisk guld mineralisering tillsammans med kvarts–turmalin och kvarts–kalcit gångar i intrusiv bergart (granodiorit). (2) En rikare guld mineralisering som förekommer i sulfidbärande (Ag, Pb, Zn, Sb) kvartsgångar.

Sammanfattningsvis finns tre olika typer av mineraliseringar i Barseleområdet: (1) skjuvzonsrelaterad orogenisk guld mineralisering.med svag till måttlig guldhalt. (2) rikare gulmineralisering i sulfidbärande kvartsgångar. (3) Epitermal guldrik semimassiv till massiv sulfidmineralisering (V-HMS) av Skellefteåtyp (GIROUX CONSULTANTS LTD. et al., 2011).

16

Figur 5. Mineraliseringens omfattning i Barseleområdet. Källa: (Barsele Gold Project, 2016)

3. Metod Projektet är utfört som en litteraturstudie, där proverna är tagna av Pelagia Nature and Environment AB och analyserna av vattendata gjorts av ALS Global. Mätningar av vattenkemin har gjorts mellan åren 2001–2002 och 2005–2016 i Barseleområdet. Totalt har prover tagits från 27 lokaler (figur 7), varav 18 av dem tillkom 2016, vilket utökade provtagningsytan avsevärt. Av de nio lokaler där undersökningar genomförts mellan 2001–2002 och 2005–2015 ligger sju av dem i området kring Skiråsen (B1–B5, B7 och B15), och två stycken i Umeälven (B6 och B8). Ytvattenprover har tagits vid samtliga provtagningspunkter och vid B3 (Skirträsket) har både ytvatten och bottenvatten tagits. Två stycken ämnen har även tillkommit under perioden, Uran (tillkom 2013) och Sb (tillkom 2016). Av de 27 lokalerna (tabell 6) kommer denna rapport omfatta 10 stycken av dem, med varierande geologi och avstånd från fyndigheten för att kunna svara på frågeställningarna i möjligaste mån. Att studera alla 27 lokaler ligger sålunda utanför denna rapports omfattning.

Från 2008-09-03 och framåt är alla prover filtrerade, vilket i teorin borde ge en lägre koncentration än om provet vore ofiltrerat, då partiklar som eventuellt kan höja koncentrationen är bortfiltrerade (Svanberg, 2018).

17

Figur 6. De 27 provtagningspunkternas läge i respektive vattendrag. Proverna är erhållna från år 2001–2016 av Pelagia Nature and Environment AB. Källa: (Karlsson et al., 2017).

3.1 Analysmetoderna Proverna har analyserats av ALS Global som använt sig av analyspaketet V-2 (grundämnen i sötvatten). Metallerna bestäms utan föregående uppslutning. Proverna surgörs först med 1 ml HNO3 per 100 ml. Analys har skett med ICP-AES (inductively coupled plasma atomic emission spectroscopy) enligt standard: ISO EN 11885 (mod) samt EPA-metod 200.7 (mod), ICP-SFMS (inductively coupled plasma sector field mass) enligt standard SS EN ISO 17294-1, 2 (mod) samt EPA-metod 200.8 (mod). Analysen av kvicksilver har gjorts med hjälp av atomflourescens (AFS). Analys av alkaniteten sker enligt SS-EN ISO 9963-2 utg 1. Alkaniteten sker enligt proceduren att provet titreras samtidigt som koldioxid drivs ut tills provet når pH: 5,4. Analys av pH sker enligt metod SS-EN ISO 10523. Både för bestämning av pH och alkanitet är proven tidskänsliga och bör analyseras inom 24 timmar (Analystekniker, 2016; Karlsson et al., 2017).

18

Tabell 6. Alla 27 provtagningspunkers namn, lokal, typ och koordinatorer enligt SWEREF99 TM.

Lokalnamn Provlokal Typ N E Vintervägsbäcken B1 Bäck 7213543 620656 Skirträskbäcken B2 Bäck 7213726 620712 Skirträsket B3y, B3b Sjö 7215761 619007 Stentjärnbäcken B4 Bäck 7216931 617372 Främmetjärnbäcken B5 Bäck 7216921 617559 Umeälven upp B6 Älv 7214825 612415 Barseleavanbäcken B7 Bäck 7215406 617103 Umeälven ned B8 Älv 7206708 621693 Godängesbäcken B15 Bäck 7216849 614303 Inl. Lill-Bastuträsket B21 Bäck 7217320 620707 Utl. Bastutjärnen B22 Bäck 7217446 620038 Inl. Skirträsket B23 Bäck 7216727 618600 Utl. Ansjaur B24 Bäck 7219491 607797 Utl. Lankasjön B25 Bäck 7220554 619205 Inl. Nyträsket B26 Bäck 7223379 623213 Inl. Lankasjön B27 Bäck 7225048 613222 Bäckmyrkojan B28 Bäck 7224722 610892 Inl. Forsvik B29 Bäck 7216922 604172 Inl. Byssträsket B30 Bäck 7219370 606045 Nyholm B31 Bäck 7216602 613276 Inl. Ansjaur B32 Bäck 7219720 613276 Utl. Sarvträsket B33 Bäck 7222865 603870 Kvarnmårken B35 Bäck 7214815 623183 Inl. Stor-Tjickuträsket

B36 Bäck 7209790 626955

Ansjaur B37 Sjö 7220508 611886 Umeälven Stensele kraftvärk

B38 Älv 7216139 615069

Lill Bastuträsket B39 Sjö 7216529 622165 Källa: (Karlsson et al., 2017).

4. Resultat I detta avsnitt sammanfattas resultaten av studien. För perioden 2001–2002 och 2005–2016 har mätningar gjorts på 12 stycken metaller i området kring fyndigheten i Barseleområdet. För vissa år (särskilt 2001) saknas värden, och även vid ett flertal andra år är data ofullständigt. Värden är redovisade i g/l och i de flesta fall även med en logaritmisk skala på Y-axeln för lättare jämförelse med varandra, då koncentrationerna skiljer sig mycket i vissa fall. Proverna från hösten 2008 och

19

framåt är filtrerade, och innan dess ofiltrerade. Prover under vintern saknas på grund av bristfällig provtagning under den perioden

4.1 Jämförelse med bakgrundshalter Bakgrundshalterna som resultaten jämförs med kommer ifrån Sveriges Lantbruksuniversitet (SLU) (tabell 1 & 2), samt från Sveriges miljöinstitut för antimon. Bakgrundshalterna ger en bild av hur förhöjda halterna är i området med avseende på geologi för alla metaller förutom magnesium från ytvatten i vattendrag, samt magnesium och kvicksilver från ytvatten i sjöar (figur 8–27). Bakgrundshalten redovisas som ett medelvärde (horisontell linje) av metallernas två bakgrundshalter för vattendrag respektive sjöar enligt tabell 1 & 2 (Herbert et al., 2009). Att ta ett medelvärde är nödvändigt då ej humus- och kalkhalt tas i beaktning i denna studie.

Figur 7. Lokal B2: Skirträskbäcken. Koncentrationer av ämnena i µg/ på en logaritmisk y-axel från perioden 2006–2016 under mars–april. Horisontella linjer representerar medelvärde av beräknade bakgrundshalter.

0,001

0,01

0,1

1

10

100

1000

10000

As(µg/l)

Pb(µg/l)

Fe(µg/l)

Cd(µg/l)

Cu(µg/l)

Cr(µg/l)

Hg(µg/l)

Mg(µg/l)

Ni(µg/l)

Zn(µg/l)

U(µg/l)

Sb(µg/l)

µg/

l

B2: Skirträskbäcken (Vår)Omgivande bergart: Meta-granodiorit, Meta-gråvacka

2006-04-20 2007-03-27 2008-04-03 2009-04-02 2010-03-31 2011-04-27

2012-03-16 2013-03-07 2014-03-20 2015-03-17 2016-03-28

20

Figur 8. Lokal B2: Skirträskbäcken. Koncentrationer av ämnena i µg/ på en logaritmisk y-axel från perioden 2005–2016 under juni–augusti.

Figur 9. Lokal B2: Skirträskbäcken. Koncentrationer av ämnena i µg/ på en logaritmisk y-axel från perioden 2001–2002, 2005–2013 och 2016, under oktober–november.

0,0001

0,001

0,01

0,1

1

10

100

1000

10000

As(µg/l)

Pb(µg/l)

Fe(µg/l)

Cd(µg/l)

Cu(µg/l)

Cr(µg/l)

Hg(µg/l)

Mg(µg/l)

Ni(µg/l)

Zn(µg/l)

U(µg/l)

Sb(µg/l)

µg/

lB2: Skirträskbäcken (Sommar)

2005-06-21 2006-06-07 2007-06-18 2008-05-28 2009-05-29 2010-06-17

2011-08-12 2012-05-30 2013-05-30 2014-08-08 2015-08-26 2016-08-01

0,001

0,01

0,1

1

10

100

1000

10000

As(µg/l)

Pb(µg/l)

Fe(µg/l)

Cd(µg/l)

Cu(µg/l)

Cr(µg/l)

Hg(µg/l)

Mg(µg/l)

Ni(µg/l)

Zn(µg/l)

U(µg/l)

Sb(µg/l)

µg/

l

B2: Skirträskbäcken (Höst)

2001-10-19 2002-09-24 2005-11-02 2006-11-08 2007-10-17 2008-11-11

2009-10-15 2010-10-26 2011-10-10 2012-10-11 2013-10-23 2016-10-04

21

Figur 10. Lokal B3y: Skirträsket ytvatten. Koncentrationer av ämnena i µg/ på en logaritmisk y-axel från perioden 2001–2002, 2006–2016 under mars–maj.

Figur 11. Lokal B3y: Skirträsket ytvatten. Koncentrationer av ämnena i µg/ på en logaritmisk y-axel från perioden 2005–2016 under juni–augusti

0,001

0,01

0,1

1

10

100

1000

As(µg/l)

Pb(µg/l)

Fe(µg/l)

Cd(µg/l)

Cu(µg/l)

Cr(µg/l)

Hg(µg/l)

Mg(µg/l)

Ni(µg/l)

Zn(µg/l)

U(µg/l)

Sb(µg/l)

µg/

lB3y: Skirträsket yta (Vår)

Omgivande bergart: Meta-granodiorit, mafisk metavulkanit, meta-argillit, fyllit och meta-gråvacka.

2006-04-20 2007-03-27 2008-04-03 2009-04-02 2011-05-12

2012-03-16 2013-03-07 2014-03-20 2015-03-17 2016-05-03

0,001

0,01

0,1

1

10

100

1000

10000

As(µg/l)

Pb(µg/l)

Fe(µg/l)

Cd(µg/l)

Cu(µg/l)

Cr(µg/l)

Hg(µg/l)

Mg(µg/l)

Ni(µg/l)

Zn(µg/l)

U(µg/l)

Sb(µg/l)

µg/

l

B3y: Skirträsket (Sommar)

2005-06-21 2006-06-07 2007-06-18 2008-05-28 2009-08-28 2010-06-17

2011-08-12 2012-08-27 2013-08-27 2014-08-08 2015-08-26 2016-08-02

22

Figur 12. Lokal B3y: Skirträsket ytvatten. Koncentrationer av ämnena i µg/ på en logaritmisk y-axel från perioden 2002, 2005–2014, 2016 under september–november.

Figur 13. Lokal B4: Stenstjärnsbäcken. Koncentrationer av ämnena i µg/ på en logaritmisk y-axel från perioden 2006–2016 under mars–april.

0,001

0,01

0,1

1

10

100

1000

10000

As(µg/l)

Pb(µg/l)

Fe(µg/l)

Cd(µg/l)

Cu(µg/l)

Cr(µg/l)

Hg(µg/l)

Mg(µg/l)

Ni(µg/l)

Zn(µg/l)

U (µg/l) Sb(µg/l)

µg/

lB3y: Skirträsket (Höst)

2002-09-24 2005-11-02 2007-10-17 2008-11-11 2009-10-15 2010-10-26

2011-10-10 2012-10-11 2013-10-23 2014-10-13 2016-10-05

0,001

0,01

0,1

1

10

100

1000

10000

As(µg/l)

Pb(µg/l)

Fe(µg/l)

Cd(µg/l)

Cu(µg/l)

Cr(µg/l)

Hg(µg/l)

Mg(µg/l)

Ni(µg/l)

Zn(µg/l)

U(µg/l)

Sb(µg/l)

µg/

l

B4: Stenstjärnbäcken (Vår)Omgivande bergart: mafisk meta-vulkanit, meta-gråvacka

2006-04-20 2007-03-27 2008-04-03 2009-04-02 2010-03-31 2011-04-27

2012-03-16 2013-03-07 2014-03-20 2015-03-17 2016-03-29

23

Figur 14. Lokal B4: Stenstjärnsbäcken. Koncentrationer av ämnena i µg/ på en logaritmisk y-axel från perioden 2002, 2005–2016 under juni–augusti.

Figur 15. Lokal B4: Stenstjärnsbäcken. Koncentrationer av ämnena i µg/ på en logaritmisk y-axel från perioden 2001–2001, 2005–2016 under oktober–november.

0,001

0,01

0,1

1

10

100

1000

10000

As(µg/l)

Pb(µg/l)

Fe(µg/l)

Cd(µg/l)

Cu(µg/l)

Cr(µg/l)

Hg(µg/l)

Mg(µg/l)

Ni(µg/l)

Zn(µg/l)

U(µg/l)

Sb(µg/l)

µg/

lB4: Stenstjärnbäcken (Sommar)

2005-06-21 2006-06-07 2007-06-18 2008-09-03 2009-08-28 2010-06-17

2011-08-12 2012-08-27 2013-08-27 2014-08-08 2015-08-26 2016-08-01

0,00001

0,0001

0,001

0,01

0,1

1

10

100

1000

10000

As(µg/l)

Pb(µg/l)

Fe(µg/l)

Cd(µg/l)

Cu(µg/l)

Cr(µg/l)

Hg(µg/l)

Mg(µg/l)

Ni(µg/l)

Zn(µg/l)

U(µg/l)

Sb(µg/l)

µg/

l

B4: Stenstjärnbäcken (Höst)

2001-10-19 2002-09-24 2005-11-02 2006-11-08 2007-10-17 2008-11-11 2009-10-15

2010-10-26 2011-10-10 2012-10-11 2013-10-23 2014-10-13 2016-10-05

24

Figur 16. Lokal B6: Umeälven Upp. Koncentrationer av ämnena i µg/ på en logaritmisk y-axel från perioden 2006–2016 under mars–april.

Figur 17. Lokal B6: Umeälven Upp. Koncentrationer av ämnena i µg/ på en logaritmisk y-axel från perioden 2006–2016 under juni–augusti.

0,001

0,01

0,1

1

10

100

1000

10000

As(µg/l)

Pb(µg/l)

Fe(µg/l)

Cd(µg/l)

Cu(µg/l)

Cr(µg/l)

Hg(µg/l)

Mg(µg/l)

Ni(µg/l)

Zn(µg/l)

U(µg/l)

Sb(µg/l)

µg/

lB6: Umeälven Upp (Vår)

Omgivande bergart: Meta-gråvacka

2006-04-20 2007-03-27 2008-04-03 2009-04-02 2010-03-31 2011-04-27

2012-03-16 2013-03-07 2014-04-29 2015-03-17 2016-03-29

0,001

0,01

0,1

1

10

100

1000

10000

As(µg/l)

Pb(µg/l)

Fe(µg/l)

Cd(µg/l)

Cu(µg/l)

Cr(µg/l)

Hg(µg/l)

Mg(µg/l)

Ni(µg/l)

Zn(µg/l)

U(µg/l)

Sb(µg/l)

µg/

l

B6: Umeälven Upp (Sommar)

2006-06-07 2007-08-02 2008-05-28 2009-08-28 2010-06-17 2011-08-12

2012-08-27 2013-08-27 2014-08-08 2015-08-26 2016-08-02

25

Figur 18. Lokal B6: Umeälven Upp. Koncentrationer av ämnena i µg/ på en logaritmisk y-axel från perioden 2006–2016 under september–november.

Figur 19. Lokal B8: Umeälven Ned. Koncentrationer av ämnena i µg/ på en logaritmisk y-axel från perioden 2006–2016 under mars–april.

0,001

0,01

0,1

1

10

100

1000

10000

As(µg/l)

Pb(µg/l)

Fe(µg/l)

Cd(µg/l)

Cu(µg/l)

Cr(µg/l)

Hg(µg/l)

Mg(µg/l)

Ni(µg/l)

Zn(µg/l)

U(µg/l)

Sb(µg/l)

µg/

lB6: Umeälven Upp (Höst)

2006-11-08 2007-10-17 2008-09-04 2009-10-15 2010-10-26

2011-10-10 2012-10-11 2013-10-23 2014-10-13 2016-10-04

0,001

0,01

0,1

1

10

100

1000

10000

As(µg/l)

Pb(µg/l)

Fe(µg/l)

Cd(µg/l)

Cu(µg/l)

Cr(µg/l)

Hg(µg/l)

Mg(µg/l)

Ni(µg/l)

Zn(µg/l)

U(µg/l)

Sb(µg/l)

µg/

l

B8: Umeälven Ned (Vår)Omgivande bergart: Meta-granodiorit och ultrabasisk/basisk

intermediär basalt, andesit m.m

2006-04-20 2007-03-27 2008-04-03 2009-04-02 2010-03-31 2011-04-27

2012-03-16 2013-03-07 2014-03-20 2015-03-17 2016-03-28

26

Figur 20. Figur 20. Lokal B8: Umeälven Ned. Koncentrationer av ämnena i µg/ på en logaritmisk y-axel från perioden 2006–2016 under maj–september.

Figur 21. Figur 20. Lokal B8: Umeälven Ned. Koncentrationer av ämnena i µg/ på en logaritmisk y-axel från perioden 2006–2014, 2016 under oktober–november.

0,001

0,01

0,1

1

10

100

1000

10000

As(µg/l)

Pb(µg/l)

Fe(µg/l)

Cd(µg/l)

Cu(µg/l)

Cr(µg/l)

Hg(µg/l)

Mg(µg/l)

Ni(µg/l)

Zn(µg/l)

U(µg/l)

Sb(µg/l)

µg/

lB8: Umeälven Ned (Sommar)

2006-06-07 2007-06-18 2008-05-28 2009-05-29 2010-09-03 2011-08-12

2012-08-27 2013-08-27 2014-08-08 2015-08-26 2016-08-01

0,001

0,01

0,1

1

10

100

1000

10000

As(µg/l)

Pb(µg/l)

Fe(µg/l)

Cd(µg/l)

Cu(µg/l)

Cr(µg/l)

Hg(µg/l)

Mg(µg/l)

Ni(µg/l)

Zn(µg/l)

U(µg/l)

Sb(µg/l)

µg/

l

B8: Umeälven Ned (Höst)

2006-11-08 2007-10-17 2008-11-11 2009-10-15 2010-10-26

2011-10-10 2012-10-11 2013-10-23 2014-10-13 2016-10-04

27

Figur 22. Lokal B36: Stor-tjickurträsket. Koncentrationer av ämnena i µg/l på en logaritmisk y-axel från perioden 2016.

Figur 23. Lokal B39: Lillbastu-träsket. Koncentrationer av ämnena i µg/ på en logaritmisk y-axel från perioden 2016.

0,00001

0,0001

0,001

0,01

0,1

1

10

As(µg/l)

Pb(µg/l)

Fe(µg/l)

Cd(µg/l)

Cu(µg/l)

Cr(µg/l)

Hg(µg/l)

Mg(µg/l)

Ni(µg/l)

Zn(µg/l)

U(µg/l)

Sb(µg/l)

µg/

lB36: Stor-tjickurträsket

Omgivande bergart: Meta-gråvacka

2016-03-28 2016-08-01 2016-10-04

0,00001

0,0001

0,001

0,01

0,1

1

10

100

As(µg/l)

Pb(µg/l)

Fe(µg/l)

Cd(µg/l)

Cu(µg/l)

Cr(µg/l)

Hg(µg/l)

Mg(µg/l)

Ni(µg/l)

Zn(µg/l)

U(µg/l)

Sb(µg/l)

µg/

l

B39: Lillbastu-träsketOmgivande bargart: Granit, meta-gråvacka, meta-argillit, fyllit och

ultrabasiska, basiska och intermediära metavulkaniter (basalt, andesit m.m)

2016-03-29 2016-08-03 2016-10-04

28

Figur 24. Lokal B30: Byssträsket. Koncentrationer av ämnena i µg/ på en logaritmisk y-axel från perioden 2016.

Figur 25. Lokal B31: Nyholm. Koncentrationer av ämnena i µg/ på en logaritmisk y-axel från perioden 2016.

0,00001

0,0001

0,001

0,01

0,1

1

10

As(µg/l)

Pb(µg/l)

Fe(µg/l)

Cd(µg/l)

Cu(µg/l)

Cr(µg/l)

Hg(µg/l)

Mg(µg/l)

Ni(µg/l)

Zn(µg/l)

U(µg/l)

Sb(µg/l)

µg/

lB30: Byssträsket

Omgivande bergart: Meta-gråvacka ochultrabasiska, basiska och intermediära metavulkaniter (basalt, andesit m.m)

2016-03-29 2016-08-02 2016-10-04

0,00001

0,0001

0,001

0,01

0,1

1

10

100

As(µg/l)

Pb(µg/l)

Fe(µg/l)

Cd(µg/l)

Cu(µg/l)

Cr(µg/l)

Hg(µg/l)

Mg(µg/l)

Ni(µg/l)

Zn(µg/l)

U(µg/l)

Sb(µg/l)

µg/

l

B31: NyholmOmgivande bergart: Sur vulkanit (Ryolit, Dacit m.m)

2016-03-29 2016-08-02 2016-10-04

29

Figur 26. Lokal B25: Utlopp Lankasjön Öst. Koncentrationer av ämnena i µg/ på en logaritmisk y-axel från perioden 2016.

4.2 Lokalernas säsongsmedelvärde För att se hur halterna varierar mellan vår, sommar och höst, med olika vattenföring och vattenstånd i området har medelvärden för metallerna i alla områden undersökts (figur 28–32). Observera att det höga värdet 2009 höjer medelvärdet.

Figur 27. Säsongsmedelvärde för arsenik över 10 lokaler med en logaritmisk y-axel för arsenik, under perioden 2002–2016 . Blå horisontell linje: gränsvärde för god kemisk status. Orange horisontell linje: maximal tillåten koncentration.

0,00001

0,0001

0,001

0,01

0,1

1

10

100

As(µg/l)

Pb(µg/l)

Fe(µg/l)

Cd(µg/l)

Cu(µg/l)

Cr(µg/l)

Hg(µg/l)

Mg(µg/l)

Ni(µg/l)

Zn(µg/l)

U(µg/l)

Sb(µg/l)

µg/

lB25: Utlopp Lankasjön Öst

Omgivande bergart: Meta-granodiorit

2016-03-28 2016-08-02 2016-10-04

0,01

0,1

1

10

B3 B2 B4 B31 B39 B25 B6 B8 B36 B30

g/l

As: Säsongsmedelvärde

Medelvärde (Vår) Medelvärde (sommar) Medelvärde (höst)

30

Figur 28. Säsongsmedelvärde för bly logaritmisk y-axel för bly under perioden 2002–2016 . Blå horisontell linje: gränsvärde för god kemisk status (biotillgänglig halt). Orange horisontell linje: maximal tillåten koncentration.

Figur 29. Säsongsmedelvärde för zink med en logaritmisk y-axel för zink under perioden 2002–2016. Blå horisontell linje: gränsvärde för god kemisk status (biotillgänglig halt).

0,0001

0,001

0,01

0,1

1

10

100

B3 B2 B4 B31 B39 B25 B6 B8 B36 B30

mg/

lPb: Säsongsvariationer

Medelvärde (Vår) Medelvärde (sommar) Medelvärde (höst

0,1

1

10

100

B3 B2 B4 B31 B39 B25 B6 B8 B36 B30

g/l

Zn: Säsongsmedelvärde

Medelvärde (Vår) Medelvärde (sommar) Medelvärde (höst)

31

Figur 30. Säsongsmedelvärde för antimon med logaritmisk y-axel för antimon under perioden 2016. Blå horisontell linje: Bakgrundshalt för antimon.

Figur 31. Säsongsmedelvärde med logaritmisk y-axel för järn under perioden 2002-2016.

0,001

0,01

0,1

1

10

100

B3 B2 B4 B31 B39 B25 B6 B8 B36 B30

g/l

Sb: Säsongsvariationer

Medelvärde (Vår) Medelvärde (sommar) Medelvärde (höst)

0,001

0,01

0,1

1

10

100

1000

B3 B2 B4 B31 B39 B25 B6 B8 B36 B30

mg/

l

Fe: Säsonsvariationer

Medelvärde (Vår) Medelvärde (sommar) Medelvärde (höst

32

4.3 Adsorption av järn Tungmetaller har som tidigare nämnts en benägenhet att adsorbera på järnoxider. En god korrelation innebär sålunda att hög halt järn generellt motsvarar en hög halt av arsenik (figur 33–36). Detta innebär sålunda att halterna styrs av järns geokemi. Figur 32. Korrelationen mellan järn och arsenik, baserat på säsongsmedelvärden

Figur 33. Korrelation mellan järn och bly, baserat på säsongsmedelvärden

y = 0,0017x + 0,0449R² = 0,4918

0

0,1

0,2

0,3

0,4

0,5

0,6

0,7

0 50 100 150 200 250

Fe

µg/

l

Pb µg/l

Korrelationen mellan järn och bly

y = 12,236x + 14,316R² = 0,1326

0

50

100

150

200

250

0 1 2 3 4 5 6 7

Fe

(µg/

l)

As (µg/l)

korrelationen mellan järn och arsenik

33

Figur 34. Korrelation mellan järn och zink, baserat på säsongsmedelvärden

Figur 35. Korrelation mellan järn och antimon, baserat på säsongsmedelvärden

y = 1,5292x + 16,309R² = 0,0964

0

50

100

150

200

250

0 5 10 15 20 25 30 35 40 45

Fe

(µg/

l)

Zn (µg/l)

Korrelationen mellan järn och zink

y = -2,8472x + 117,23R² = 0,0111

0

50

100

150

200

250

300

350

400

450

500

0 5 10 15 20 25

Fe

(µg/

l)

Sb (µg/l)

Korrelationen mellan järn och antimon

34

4.4 pH och Alkalinitet pH–värden för alla lokaler under provperioden har generellt legat mellan 7–8, med vissa värden mellan 6–7 och ett fåtal mellan 8–9. Alkaniteten skiljer sig ganska mycket beroende på hur påverkad sjön/vattendraget är av försurning under en viss period (bilaga 1).

5. Diskussion I det här avsnittet diskuteras resultaten från jämförelsen med bakgrundshalterna, säsongsmedelvärden, pH och alkanitet och korrelationen med järn, för att besvara frågeställningarna i introduktionen. Fokus ligger på arsenik, bly, zink och antimon, övriga ämnen diskuteras ytterst översiktligt. Hur halter skiljer sig med avstånd från fyndigheten kommer också diskuteras kort. Viktigt att notera är att humushalten inte undersökts vilket försvårar klassningen av ytvatten då endast medelvärdet för respektive metall i sjöar respektive vattendrag använts (tabell 1 & 2).

5.1 Bakgrundshalter Jämförelsen mellan naturliga halter och beräknade bakgrundshalter (tabell 7) visar ett tydligt mönster för vissa ämnen som ligger över bakgrundshalterna i de flesta av lokalerna. Liknande gäller för en del ämnen som generellt ligger under bakgrundshalten i de flesta lokaler. Under perioden 2001–2016 följer alla metaller generellt samma mönster, det vill säga har ungefär liknande halter varje år. Någon signifikant skillnad mellan de ofiltrerade proverna (2001–2008) och de filtrerade (2008–2016) kan ej observeras, vilket annars hade varit att förväntas. Hösten 2009 däremot visar mycket höga halter i B2–B8. Anledningen kan vara någon form av punktutsläpp i området, då ökningen sker under en så begränsad tid, troligast är dock en ökad mängd surt regn- och myrvatten, där myrvattnet för med sig humus- och fulvosyror som i sin tur för med sig en större mängd metaller när myrvattnet transporteras ut till vattendragen och sjöarna. Metallers löslighet och rörlighet är generellt högre i sura vatten.

35

Tabell 7. Beräknade bakgrundshalter från SLU samt naturliga halter för arsenik, bly, zink och antimon.

Lokaler B2

(µg/l) B3

(µg/l) B4

(µg/l) B31

(µg/l) B39

(µg/l) B25

(µg/l) B6

(µg/l) B8

(µg/l) B36

(µg/l) B30

(µg/l)

Bakgrundshalt

As (medelvärde µg/l) 0,1325 0,19 0,1325 0,1325 0,19 0,1325 0,1325 0,1325 0,1325 0,19

Pb (medelvärde µg/l) 0,1325 0,32 0,1325 0,1325 0,32 0,1325 0,1325 0,1325 0,1325 0,32

Zn (medelvärde µg/l) 1,5 3,25 1,5 1,5 3,25 1,5 1,5 1,5 1,5 3,25

Sb (medelvärde µg/l) 0,035 0,035 0,035 0,035 0,035 0,035 0,035 0,035 0,035 0,035

Naturliga halter

As (µg/l) 2,2 2,3 5,9 0,71 0,41 0,46 0,11 0,13 0,62 0,37

Pb (µg/l) 0,025 0,32 0,029 0,037 0,032 0,022 0,047 0,043 0,018 0,029

Zn (µg/l) 0,91 1,8 1,7 9,01 13,7 15,6 3,1 2,93 1,77 2,75

Sb (µg/l) 1,1 0,8 0,72 0,02 0,023 0,013 0,014 0,015 0,047 0,021

Källa: (Herbert et al., 2009)

5.1.1 Vattendirektivet och miljökvalitetsnormer De naturliga halterna av arsenik överskrider i 5 av 10 lokaler gränsen för god kemisk. Gränsvärdet för god kemisk status för arsenik, som Havs-och vattenmyndigheten fastställt via miljökvalitetsnormer, ligger på 0,50 µg/l. För zink ligger gränsvärdet på 5,5 µg/l (biotillgänglig halt) för god kemisk status och överskrids endast vid 3 av 10 lokaler. Bly ligger genomgående under gränsvärdet på 1,2 µg/l (biotillgänglig halt). Några gränsvärden för antimon finns ej.

5.1.2 Säsongsvariationer Något genomgående mönster för vilken årstid som har högre eller lägre halter är svårt att urskilja då det skiljer sig mycket mellan metallerna. Zink har däremot ett relativt tydligt mönster med högre koncentration under vår och höst för majoriteten av lokalerna, vilket också är att förväntas (Holmström, 2018). Halternas variation med avstånd från fyndigheten verkar inte ha något betydande samband, utan det beror snarare på vilket avrinningsområde vattendraget eller sjön tillhör, eftersom lokalerna står i ordning med ökat avstånd från mineraliseringen (avsnitt 4.2). Till exempel så har Umeälven generellt lägre metallhalter än övriga lokaler, då avrinningsområdet är betydligt större än alla andra lokalers och därmed då inte påverkas på samma sett av tillskott av metaller då en mer betydande utspädning sker. Även geologin kan skilja sig uppströms Barseleområdet vilket också sannolikt påverkar halterna i vattnet.

5.1.3 pH och Alkalinitet pH i lokalerna under provtagningsperioden varierade mellan 6–8 med endast enstaka undantag, vilket är normalt för sötvatten. Alkaniteten varierar i lokalerna mellan ca 10–100 mg HCO3/l, utan några riktigt tydliga mönster, så som t.ex. minskat värde på

36

hösten och våren på grund av ökat syratillskott under dessa perioder. År 2010 kan däremot urskiljas en tydlig minskning av alkaliniteten då halterna sjönk till under <10 mg HCO3/l vid vissa lokaler, vilket klassas som mycket lågt. pH–värden fattades för just denna period. Intressant att notera är att hösten 2009 så var halterna av metaller betydligt högre än övriga år. Detta kan vara en möjlig indikator till ökat surt lakvatten som lakat ut från sulfidmineraliseringarna i området och därmed reducerar alkaliniteten, där pyrit är ett särskilt försurande mineral. En mer trolig anledning däremot är att det beror på att under denna period var tillskottet av surt regnvatten och myrvatten i form av humus- och fulvosyror större, där till exempel snösmältningen kan orsaka en ursköljning av myrvatten. Att detta är mer troligt beror delvis på att området som alkaliniteten sänktes på är relativt stort (alla lokaler med data från 2010) och att det skulle bero på endast lakning från sulfidmineraliseringar är då mindre troligt då det troligtvis inte skulle omfatta ett så stort område.

5.2 Arsenik Arsenik visar det tydligaste mönstret av alla metaller genom att ligga över bakgrundshalten överallt förutom i lokalerna B6 och B8 som båda ligger i Umeälven båda två. De naturliga halterna tycks ligga mellan 1–10 µg/l vid B2–B4, återkommande kring bakgrundshalterna på ca 0,1–0,3 µg/l vid B6 och B8 och strax över bakgrundshalterna vid B25–B39 på 0,2–1,0 µg/l och. Därmed uppnår inte B2–B4 och till viss del inte B25–B39 god kemisk status då gränsvärdet ligger på 0,5 µg/l. Anledningen till att lokalerna i Umeälven inte har lika höga halter kan bero på att det är del av ett mycket större avrinningsområde än övriga vattendrag, och att den arsenikrika mineraliseringen som guldet sitter i, både i norra och centrala delen, inte påverkar den stora vattenmängden i samma utsträckning som det skulle göra på ett mindre vattendrag. Detta styrks ytterligare genom att kolla på säsongsmedelvärden för arsenik, där B6 och B8 ligger 5–10 gånger lägre än övriga lokaler. Säsongsmedelvärden vid övriga lokaler överskrider inte den maximala tillåtna mängden SFÄ samt gränsvärdet för dricksvatten, där arseniks gränsvärde ligger på 7,9 µg/l respektive 10 µg/l. Hösten 2009 är däremot ett undantag då halterna ligger på runt 10 µg/l. Att arsenikhalterna är höga i området med undantag för Umeälven var förväntat, då stora mängder arsenik förekommer naturligt i mineraliseringen i form av främst arsenikkis. Att de naturliga halterna trots det ligger kring eller relativt nära bakgrundshalterna är en indikation att mobiliteten av arsenik är högre än förväntat i området och därmed kan transporteras nedströms, vilket kan ses i figur 33, där järn och arsenik uppvisar en dålig korrelation. Arsenik förväntas nämligen att ha en hög affinitet till järn och därmed hög korrelation vilket gör att den gärna adsorberas och ackumuleras i området då den fastläggs. Tittar man på pH värdena i lokalerna under provtagningsperioden ser man att pH ligger mellan 6–8, och antar man att det är oxiderande förhållanden i ytvattnet kommer AsIII övergå till den mindre mobila specien AsV som kan adsorberas till hydratiserad järnoxid, vilket motsäger resultaten i figur 33. Enligt Cullen & Reimer (1989) kan den vanliga bakterien Pseudomonas flouroscens reducera AsV till AsIII

37

under syrerika miljöer, vilket kan vara orsaken till den dåliga korrelationen mellan järn och arsenik. Då inga bottenprover från vattnet analyserats, där reducerande förhållanden många gånger råder, är det svårt för denna studie att visa hur korrelationen till järn hade sett ut under dessa förhållanden. I teorin borde den blivit ännu sämre med den mer mobila specien AsIII som dominerar under reducerande förhållanden.

5.3 Antimon Data för antimon är begränsat till endast år 2016, vilket gör det svårare att bestämma vad de naturliga nivåerna kan anses vara, då en längre tidsperiod vore att föredra. bakgrundshalterna ligger på 0,035 µg/l. Vid B2–B4 är ligger halterna på runt 1 µg/l och är de ända lokalerna som överskrider bakgrundshalterna genomgående. B6–B39 ligger halterna strax under bakgrundshalterna med undantag för B36. Gränsvärdet för dricksvatten på 5 µg/l överskrids inte vid någon lokal. Att halterna vid B2–B4 (Skirträsket samt dess in- och utlopp) ligger relativt högt runt 1 µg/l kan bero på just närheten till den antimonförande mineraliseringen i Avan–Central–Skiråsen, där de två sistnämnda ligger inom Skirträskets avrinningsområde. Att halterna av antimon procentuellt sett ligger betydligt närmare bakgrundshalterna än vad de för arsenik gör, beror med största sannolikhet på två faktorer. Dels att det finns mer arsenik än antimon i mineraliseringen som potentiellt kan transporteras i vattenlösning till sjöar och vattendrag, och att antimon är den mer rörliga av dem två i vattenlösning, då den i sitt oxiderade tillstånd inte lika lätt adsorberas till järnoxider. Antimon antas därmed inte ackumuleras i området lika lätt. Viktigt att notera är att det inte endast är järn som kan adsorbera antimon och andra metaller, även organiskt material, lerpartiklar etc. som inte berörs i denna studie, men som mycket väl kan ha en effekt på metallers rörlighet i vatten påverkar.

5.4 Zink De naturliga halterna av zink i vattnet tycks ligga mellan 1–10 µg/l. Vissa undantag finns med värden både över 10 µg/l och under 1 µg/l, men generellt är det de vanligaste nivåerna. De naturliga halterna ligger därmed kring eller strax över zinks bakgrundshalter (tabell 1 & 2) beroende på humus- och kalkhalt samt om det är sjö eller vattendrag, vilket är att förväntas då zink återfinns i anrikade halter i hela mineraliseringen. Gränsvärdet för god kemisk status ligger på 5,5 µg/l (biotillgänglig halt). Vid hösten 2009 är halterna till exempel kraftigt förhöjda halter, även för zink. Att zink trots det återfinns i ännu högre halter kan delvis bero på dess obenägenhet att adsorbera till hydratiserade järnoxider (Figur 35), vilket gör att zink inte stannar i närområdet utan har möjligheten att röra sig längre distanser i vattenlösning. En annan orsak är att lösligheten av zink är högre vid sura och basiska pH–värden. Vid nära neutrala pH är zink mycket svårlöslig.

38

5.5 Bly De naturliga halterna av bly tycks ligga i intervallet 0,01–0,5 µg/l, vilket gör att bly ligger kring eller strax under de beräknade bakgrundshalterna (tabell 1 & 2). Under våren i lokal B3, B6 och B8 påvisar förhöjda halter mellan 0,1–1,0 µg/l vilket är över bakgrundshalten generellt. Hösten 2009 visa även här onormalt höga halter på >1,0 µg/l, vilket i vissa fall överskrider gränsvärdet för god kemisk status om det är tillgängligt för vattenlevande djur och växter. Högre värden på bakgrundshalten är förväntat, särskilt i B3 (Skirträsket), vilket kan bero på dess närhet till mineraliseringen. Att B6 och B8 också har höga halter trots deras betydligt större avrinningsområde kan bero på att järnhalten också är högre där än vid andra lokaler, vilket kan fastlägga det bly som finns där som PbII-joner genom adsorption till järn. Att övriga lokaler ligger kring eller under bakgrundshalten kan bero på att lokalerna ligger utanför mineraliseringens påverkan och/eller att järnhalterna är mindre i dessa lokaler, vilket främjar den rörliga specien PbII dominans.

Adsorptionen till järn visar en tydlig korrelation, vilket tyder på att PbII finns är den dominanta jonen i vattnet.

5.6 Felkällor En del data låg under detektionsgränsen och visade därav endast <0,02 till exempel, så var fallet med en del data för bly, kvicksilver, kadmium, krom och järn. Om alla dessa datapunkter hade exkluderats hade resultaten blivit lidande då det inte bara var ett fåtal datapunkter med detta problem. För att behandla dessa datapunkter i Excel togs alla icke numeriska värden bort, det vill säga <0,02 0,02. Resultatet får då en aning högre halter än vad verkligheten egentligen visar.

6. Slutsats De naturliga halterna av de fyra undersökta metallerna tycks generellt ligga i linje med beräknade bakgrundshalter, med undantag för arsenik som i allmänhet har högre halter. Metallernas anrikningsnivå i den lokala geologin (sulfidhaltig i detta fall), faktorer som påverkar urlakning från berggrunden, och dess rörlighet i vattnet samt vilket avrinningsområde sjön eller vattendraget befinner sig i tycks vara centrala för att förstå de naturliga halterna i ett område. Att de naturliga halterna många gånger ligger i linje med bakgrundshalterna tyder på att inte endast geologin i området, som tydligt visar en anrikning på alla fyra metaller i denna studie påverkar. Ett liknande mönster för sjöar och vattendrag förväntades, vilket i denna studie inte kan bekräftas. Detta är ett tydligt bevis på komplexiteten och att många faktorer spelar in och påverkar de naturliga halterna i ett område som Barsele.

Trots att myndigheterna delar in bakgrundshalterna i olika kategorier beroende på ekoregion och humus- och kalkhalt verkar det fortfarande vara svårt att applicera dessa riktlinjer på naturligt mineraliserade områden som Barsele, där halterna delvis är naturligt höga. Dessa områden ligger då oftare i riskzonen att till exempel klassas som dålig kemisk status för sjöar och vattendrag. Med detta taget i beaktande så bedöms det viktigt att i ta en större hänsyn till bakgrundshalterna och eventuellt

39

modifiera dessa och bedömningarna för att bättre förstå mindre naturligt mineraliserade områden som Barsele.

Tackord Jag vill först och främst tacka Henning Holmström och hans kollegor på Golder Associates i Stockholm för handledning samt den trevliga arbetsplatsen och atmosfären jag fick ta del av under mitt arbete. Sedan vill jag också tacka Ian Snowball för handledning från lärosätet.

40

Referenser Axelsson, C.-L. (2007). Miljökonsekvensbeskrivning - Berarbetningskoncession Barsele. Golder Acossiates AB. [2018-02-15]. Bark, G. & Weihed, P. (2012). Geodynamic settings for Paleoproterozoic gold mineralization

in the Svecofennian domain: A tectonic model for the Fäboliden orogenic gold deposit, northern Sweden. Ore Geology Reviews, 48, pp 403–412.

Chen, Y.-W., Deng, T.-L., Filella, M. & Belzile, N. (2003). Distribution and Early Diagenesis of Antimony Species in Sediments and Porewaters of Freshwater Lakes. Environmental Science & Technology, 37(6), pp 1163–1168.

Craw, D., Wilson, N. & Ashley, P. M. (2004). Geochemical controls on the environmental mobility of Sb and As at mesothermal antimony and gold deposits. Applied Earth Science, 113(1), pp 3–10.

Cullen, W. R. & Reimer, K. J. (1989). Arsenic speciation in the environment. Chemical Reviews, 89(4), pp 713–764. Europaparlamentets och rådets direktiv 2013/39/EU (2013). Europeiska unionens officiella tidning, p 17. Filella, M., Belzile, N. & Chen, Y.-W. (2002). Antimony in the environment: a review focused on natural waters I. Occurrence. Earth-Science Reviews, 57, p 52. Filella, M., Williams, P. A. & Belzile, N. (2009). Antimony in the environment: knowns and unknowns. Environmental Chemistry, 6(2), p 95. Gadde, R. R. & Laitinen, H. A. (1974). Heavy metal adsorption by hydrous iron and manganese oxides. Analytical Chemistry, 46(13), pp 2022–2026. Goyer, R. A. & Clarkson, T. W. (2001). TOXIC EFFECTS OF METALS. The McGaw-Hill Companies, p 57. Harned, H. S. & Davis, R. (1943). The Ionization Constant of Carbonic Acid in Water and the

Solubility of Carbon Dioxide in Water and Aqueous Salt Solutions from 0 to 50°. Journal of the American Chemical Society, 65(10), pp 2030–2037.

Havs- och vattenmyndighetens författningssamling. (2015). [online]. Herbert, R., Björkvald, L., Wällstedt, T. & Johansson, K. (2009). Bakgrundshalter av metaller i svenska inlands- och kustvatten. p 62.

Karlsson, C., Olsson, J. & Larsson, P. (2017). Vattenundersökningar i Barseleområdet, Storumans kommun, Västerbottens län År 2001–2016. Umeå. Lundqvist, J., Lundqvist, T., Lindström, M., Calner, M. & Sivhed, U. (2011). Sveriges geologi från urtid till nutid. 3:1. Lund: Studentlitteratur AB. ISBN 978-91-44-05847-4. Marshall, C. P. & Fairbridge, R. W. (Eds) (1999). Encyclopedia of geochemistry. Dordrecht ;

Boston: Kluwer Academic Publishers. (Kluwer Academic encyclopedia of earth sciences series). ISBN 978-0-412-75500-2.

Mittler, R. (2002). Oxidative stress, antioxidants and stress tolerance. Trends in Plant Science, 7(9), pp 405–410. Mueller, S. H., Goldfarb, R. J., Verplanck, P. L., Trainor, T. P., Sanzolone, R. F. & Adams,

M. (2010). Surface-water, ground-water, and sediment geochemistry of epizonal and shear-hosted mineral deposits in the Tintina Gold Province—arsenic and antimony distribution and mobility. Recent US Geological Survey Studies in the Tintina Gold Province, Alaska, United States, and Yukon, Canada—Results of a, pp G1–G9.

Nagajyoti, P. C., Lee, K. D. & Sreekanth, T. V. M. (2010). Heavy metals, occurrence and toxicity for plants: a review. Environmental Chemistry Letters, 8(3), pp 199–216. Renberg, I., Brännvall, M.-L., Bindler, R. & Emteryd, O. (2000). Atmospheric Lead Pollution

History during Four Millennia (2000 BC to 2000 AD) in Sweden. AMBIO: A Journal of the Human Environment, 29(3), pp 150–156.

Smedley, P. . & Kinniburgh, D. (2002). A review of the source, behaviour and distribution

41

of arsenic in natural waters. Applied Geochemistry, 17(5), pp 517–568. Sternbeck, J., Palm, A. & Kaj, L. (2002). Antimon i Sverige - användning spridning och miljöpåverkan [online]. Stockholm: IVL Svenska Miljöinstitutet AB. (B1473). Svanberg, Henrik, Golder Associates, Stockholm (2018). Muntlig konversation i mars. Tangwa, E. (2009). Geochemical Baseline Study of Gold Mineralization in the Barsele Area, North Sweden. Master uppsats, p 54.

Internetkällor Analystekniker. [online] (2016) (ALS). Tillgänglig: https://www.alsglobal.se/als- scandinavia/analystekniker. [2018-04-13]. Andersson, Å. M. Alkalinitet i grundvatten. [online] (2018). Tillgänglig:

https://www.havochvatten.se/hav/samordning--fakta/data--statistik/officiell-statistik/officiell-statistik---havs--och-vattenmiljo/alkalinitet-i-grundvatten.html. [2018-04-13].

Barsele Gold Project (2016). Powerpoint. Tillgänglig: https://www.agnicoeagle.com/English/investor-relations/news-and-events/presentations/presentation-details/2016/Barsele-Gold-Project/default.aspx. [2018-03-08].

Bissen, M. & Frimmel, F. H. (2003). Arsenic – a Review. Part I: Occurrence, Toxicity, Speciation, Mobility. Acta Hydrochimica et Hydrobiologica. Tillgänglig: https://www.researchgate.net/publication/227808824_Arsenic_-_a_Review_Part_I_Occurrence_Toxicity_Speciation_Mobility. [2018-03-12].

Elding, L. I. (2018) Tungmetall. Tillgänglig: https://www.ne.se/uppslagsverk/encyklopedi/l%C3%A5ng/tungmetall. [2018-04-10].

Elding, L. I., Björn, L. O. & Hambraeus, L. (2018). Zink. Tillgänglig: https://www.ne.se/uppslagsverk/encyklopedi/l%C3%A5ng/zink. [2018-04-11].

Flora, G., Gupta, D. & Tiwari, A. (2012). Toxicity of lead: a review with recent updates. Interdisciplinary Toxicology [online], 5(2). Tillgänglig: http://www.degruyter.com/view/j/intox.2012.5.issue-2/v10102-012-0009-2/v10102-012-0009-2.xml. [2018-04-09].

GIROUX CONSULTANTS LTD., Vance Thornsberry C.P.G. & Independent Consulting Geologist. (2011). Barsele Gold Project Storuman, Sweden [online]. Nationalencyklopedin (2018). Halvmetaller. Tillgänglig:

https://www.ne.se/uppslagsverk/encyklopedi/l%C3%A5ng/halvmetaller. [2018-03-12]. Holmström, H. Affärsenhetschef, Golder Associates (2018). E-postkonversation i april. Johansson, H.-E. (2018). Särskilda förorenade ämnen (SFÄ). E-postkonversation i mars. 03-21]. Johansson, K. Metaller i sjöar och vattendrag. [online] (2018). Tillgänglig: http://info1.ma.slu.se/miljotillst/metaller/metaller.ssi. [2018-04-08]. Linderholm, L. Metaller som miljögift. [online] (2018) (Naturvårdsverket). Tillgänglig:

https://www.naturvardsverket.se/Sa-mar-miljon/Manniska/Miljogifter/Metaller/. [2018-04-08].

Livsmedelverket (2001). Livsmedelsverket föreskrifter om dricksvatten. Tillgänglig: https://www.livsmedelsverket.se/globalassets/om-oss/lagstiftning/dricksvatten---naturl-mineralv---kallv/slvfs-2001-30-kons-2015-3-webb.pdf. [2018-03-15].

Livsmedelverket. Zink. [online] (2018) (Livsmedelsverket). Tillgänglig: https://www.livsmedelsverket.se/livsmedel-och-innehall/naringsamne/salt-och-mineraler1/zink. [2018-04-16].

Pansar, J. Om försurning av sjöar och vattendrag. [online] (2005). Tillgänglig:

42

http://www.lansstyrelsen.se/stockholm/SiteCollectionDocuments/Sv/publikationer/2005/Om-forsurning-20050303.pdf. [2018-04-13].

SMHI. SMHI Öppna data. [online] (2016). Tillgänglig: http://opendata- catalog.smhi.se/explore/ Tyler, G., Elding, L. I. & Erlandsson, U. Bly. [online] (2018) (NE). Tillgänglig: https://www.ne.se/uppslagsverk/encyklopedi/l%C3%A5ng/bly. [2018-04-10]. Zinc (Zn) and water. [online] (2018) (Zinc and water: reaction mechanism, environmental

impacts and health affects). Tillgänglig: https://www.lenntech.com/periodic/water/zinc/zinc-and-water.htm. [2018-04-11].

43

Bilagor

Bilaga 1. pH & Alkalinitet pH och alkalinitet på lokalerna som analyserats.

0,000

10,000

20,000

30,000

40,000

50,000

60,000

70,000

B2: Skirträskbäcken

pH Alkanitet (mg HCO3/l)

0,000

5,000

10,000

15,000

20,000

25,000

30,000

35,000

40,000

45,000

50,000

B3y: Skirträsket

pH Alkanitet (mg HCO3/l)

44

0,000

10,000

20,000

30,000

40,000

50,000

60,000

70,000

80,000

90,000

100,00020

01-1

0-1

9

2002

-05-

30

2005

-06-

21

2005

-11-

02

2006

-05-

09

2006

-08-

02

2007

-03-

27

2007

-06-

18

2007

-10-

17

2008

-05-

12

2008

-09-

03

2009

-04-

02

2009

-05-

29

2009

-10-

15

2010

-05-

19

2010

-09-

03

2011

-04-

27

2011

-08-

12

2012

-03-

16

2012

-05-

30

2012

-10-

11

2013

-05-

15

2013

-08-

27

2014

-03-

20

2014

-05-

13

2014

-10-

13

2015

-05-

12

2015

-08-

26

2016

-05-

03

2016

-10-

05

B4: Stentjärnbäcken

pH Alkanitet (mg HCO3/l)

0,000

10,000

20,000

30,000

40,000

50,000

60,000

70,000

80,000

90,000

100,000

B6: Umeälven upp

pH Alkanitet (mg HCO3/l)

45

0,000

10,000

20,000

30,000

40,000

50,000

60,000

70,000

80,000

90,000

100,000

B8: Umeälven Ned

pH Alkanitet (mg HCO3/l)

0

5

10

15

20

25

B25: Utlopp Lankasjön Öst

pH Alkanitet (mg HCO3/l)

46

0

2

4

6

8

10

12

14

B30: Byssträsket

pH Alkanitet (mg HCO3/l)

0

2

4

6

8

10

12

14

B31: Nyholm

pH Alkanitet (mg HCO3/l)

47

0

2

4

6

8

10

12

14

B36: Stor-tjickurträsket

pH Alkanitet (mg HCO3/l)

0

5

10

15

20

25

30

B39: Lillbastu-träsket

pH Alkanitet (mg HCO3/l)