Utifrån dagens förhållanden och Hg-omsättning har effekten på storleken av några betydelsefulla Hg-förråd beräknats genom att simulera olika saneringsalternativ:
• Ingen åtgärd
• Eliminering av Turingeåns dammar (genomfört år 1995)
• Muddring av mynningsområdet (presumtivt år 2000)
• Övertäckning av djupa profundalsediment (presumtivt år 2000)
• Övertäckning av grunda profundalsediment (presumtivt år 2000) Dessa alternativ har testats i olika kombinationer.
Prognoser har gundats på en ingående systemanalys som inkluderar inte bara Hg-omsättningen utan även en balans för minerogent och organiskt material. Detta ger rätt unika förutsättningar för modellberäkningar som tillåter att separat manipulera olika delar av systemet på ett realistiskt sätt.
• Modellberäkningarna startar med en Hg-puls omkring 1965, i överensstämmelse med områdets historia samt vertikalprofiler av Hg i daterade sedimentkärnor (se REKONSTRUERAD UTSLÄPPSHISTORIK). Innan dess var sjöns kontaminering troligen mindre än en tiondel så stor.
Den simulerade pulsen tillför 230 kg Hg till sjön, som då enbart innehåller de 10 kg som har tillförts sedan 1945. 100 kg deponeras jämt fördelat över sjön (hälften på ackumulationsbottnar) utom i littoralen där växtlighet och longitudinell retention kan väntas ha en fördröjande filtereffekt, och resterande 130 kg i mynningsområdet inklusive strandzon. Samtidigt antas ligga ytterligare 120 kg i Turingeåns dammar 1966.
• Modellberäkningarna stämmer i alla väsentliga delar överens med tillgängliga data över initialsituationen, dagens situation, det totala Hg-förrådet, och materialförflyttningar under de första tre decennierna.
Rekonstruktion och olika prognoser redovisas som trendkurvor över mängden Hg (kg) i fyra essentiella delar av systemet (Fig. 18) och koncentration i sediment, vatten och fisk (Fig. 19).
• Kurvorna är gjorda på ett enhetligt sätt, vilket underlättar egna jämförelser av olika åtgärder i rum och tid.
• Kurvorna är skalade för att mötas 1995, vilket ger en referenspunkt i tiden det året då de första större saneringsåtgärderna genomfördes.
• Prognoserna för olika saneringsalternativ förutsätter maximal framgång och är därför troligen optimistiska.
• Som referens ges även trenderna för nollalternativet utan åtgärd (Fig. 18.1 och 19 a).
Hg-halter i fisk kan väntas följa littoralsedimentens kontaminering (kurva 3). Detta stöds bland annat av en tidsserie för Hg i 1kg-gädda för perioden 1976-1996, och av jämförelser av Hg-koncentrationen i olika delar av systemet. Efter en sanering är det möjligt att Hg i fisk i viss mån även påverkas av de andra trenderna.
• Hg-halterna i fisk kommer att plana ut till en högre nivå än vad förrådskurvor antyder som enbart avser utsläppt Hg. Dess biotillgänglighet är betydligt lägre än för atmosfäriskt tillfört Hg, vilket leder till att även relativt små mängder Hg i naturliga system kan leda till påtagliga Hg-halter i gädda, i Turingen minst en tiondel av dagens värden (se Fig. 19).
Figur 18: Figurserie som visar den prognosticerade effekten av olika saneringsalternativ på mängden partikulärt Hg (kg) i några betydelsefulla förråd: mynningområdet, profundalens ackumulationsbottnar, littoralens vassbälten, och sjövattnet. Kurvorna är skalade för att mötas 1995, vilket ger en referenspunkt i tiden det året då de första större saneringsåtgärderna genomfördes.
Figur: 18.1 18.2 18.3 18.4 18.5 18.6 18.7
Sanering: År:
ÅN 1995 - + + + + - +
MYNN 2000 - - + + + +
-PROF-ACK >5 m 2000 - - - + + + +
PROF-TRA 2-5 m 2000 - - - - + + +
År
1965 1995 2025 2055 2085
0 100 200
130 260
1.5 3
0.02 0.04
kg Hg
Mynningssediment Profundalsediment >5 m Littoralsediment
Vatten
Figur 18.1: Utan sanering.
År
1965 1995 2025 2055 2085
0 100 200
130 260
1.5 3
0.02 0.04
kg Hg
Mynningssediment Profundalsediment >5 m Littoralsediment
Vatten
Figur 18.2: Sanering: Turingeån (1995).
År
1965 1995 2025 2055 2085
0 100 200
130 260
1.5 3
0.02 0.04
kg Hg
Mynningssediment Profundalsediment >5 m Littoralsediment
Vatten
Figur 18.3: Sanering: Turingeån (1995) + Mynningsområdet (2000).
År
1965 1995 2025 2055 2085
0 100 200
130 260
1.5 3
0.02 0.04
kg Hg
Mynningssediment Profundalsediment >5 m Littoralsediment
Vatten
Figur 18.4: Sanering: Turingeån (1995) + Mynningsområdet + Profundalen >5m (2000).
År
1965 1995 2025 2055 2085
0 100 200
130 260
1.5 3
0.02 0.04
kg Hg
Mynningssediment Profundalsediment >5 m Littoralsediment
Vatten
Figur 18.5: Sanering: Turingeån (1995) + Mynningsområdet + Profundalen >2m (2000).
År
1965 1995 2025 2055 2085
0 100 200
130 260
1.5 3
0.02 0.04
kg Hg
Mynningssediment Profundalsediment >5 m Littoralsediment
Vatten
Figur 18.6: Sanering: enbart Mynningsområdet + Profundalen >2m (2000), exkl Turingeån.
År
1965 1995 2025 2055 2085
0 100 200
130 260
1.5 3
0.02 0.04
kg Hg
Mynningssediment Profundalsediment >5 m Littoralsediment
Vatten
Figur 18.7: Sanering: Turingeån (1995) + Profundalen >2m (2000), exkl. Mynningsområdet.
Återhämtningstider
• Den naturliga återhämtningen av systemet är mycket långsam. Om ingen sanering genomförs kan det ta över 100 år innan gäddans Hg-halt halverats till 1 ppm, och sedan flera sekel för att nå Hg-riktvärdet på 0.5 ppm i 1kg-gädda (Fig. 19).
• En sanering kommer att påskynda återhämtningsförloppet avsevärt. Men även om all planerad sanering genomförs med framgång, kommer det troligen att ta 20-50 år för att nå Hg-riktvärdet på 0.5 ppm i 1kg-gädda (Fig. 19).
• En full sanering av Turingeån, Turingens mynningsområde och alla profundalsediment >2 m skulle kunna avlägsna upp till 98% av allt Hg i systemet. Eftersom mycket av detta Hg redan är immobiliserat kommer Hg-mängden i omloppet reduceras mindre initialt (kanske med upp till 70-80%), men kan i bästa fall redan inom ett år ha minskat med kanske 80-90% för att sedan långsamt minska ytterligare. Efter en framgångsrik sanering kommer således Hg-koncentrationen i vatten att minska dramatiskt eftersom resuspensionen av både Hg och partiklar kraftigt reduceras (Fig. 19).
• Däremot kommer koncentrationen av Hg i resterande partiklar, som är av större betydelse för Hg-halterna i fisk än mängden Hg i vatten, troligen att minska betydligt långsammare. Initialt kan koncentrationen i vattnets partiklar väntas bli halverad, medan koncentrationen av löst Hg kommer att minska ännu mindre eftersom den redan idag inte skiljer sig dramatiskt från närliggande sjöar inklusive Yngern. Hg-kontamineringen av sediment i strandzonen där många fiskar håller hus kommer initialt inte att minska alls och sedan enbart relativt långsamt (Fig. 19).
• Hg-koncentrationen i fisk kommer att styras av rörligheten hos resterande Hg i Turingeån och i strandsediment, samt mängden organiskt material som Hg kan fördela sig på. Det är därvid viktigt att beakta att en sanering sannolikt även reducerar flöden av sedimentpartiklar och lösta näringsämnen. Längs näringskedjor sker dessutom en fördröjning med upp till tre år (Fig. 19).
Modellberäkningar tyder på att Hg i fisk efter en full sanering skulle minska mot en naturlig halt med c:a 10% per år initialt, för att sedan minska långsammare vartefter resterande Hg-förråd töms eller omfördelas. Hg i 1kg-gädda skulle därför kunna väntas minska till 1 ppm (knappast lägre) under de första 5-10 åren (knappast snabbare), för att sedan långsamt minska ytterligare till kanske 0.7 ppm under de följande 10 åren. Även vid optimal sanering väntas en naturlig halt omkring 0.3 ppm inte uppnås förrän efter 50-100 år (Fig. 19).
År
1965 1995 2025 2055 2085
0 1 2 3 4
Littoralsediment (relativ) Vatten (relativ)
1-kg gädda: bakgrund (mg/kg) 1-kg gädda: prognos (mg/kg)
1 mg/kg
År
1965 1995 2025 2055 2085
0 1 2 3 4
Littoralsediment (relativ) Vatten (relativ)
1-kg gädda: bakgrund (mg/kg) 1-kg gädda: prognos (mg/kg)
1 mg/kg
0.5 mg/kg
Figur 19: Prognosticerad utveckling av Hg-halter i 1kg-gädda utan sanering (övre) och en optimistisk bild vid optimal sanering (nedre). Sanering = Turingeån (1995) + Mynningsområdet + Profundalen >2m (2000). Figuren visar också den relativa biotillgängligheten av olika Hg-fraktioner för bentiska och pelagiska biota. Fördröjningen i näringskedjor gör att Hg i 1kg-gädda följer sedimentet trots att enbart hälften av födan är bentisk medan den andra är pelagisk.
Se text för information om modellberäkningarna.
Kommentarer rörande olika saneringsalternativ
• Systemanalysen tyder på att strandzonen trots sitt lilla Hg-förråd kan bli en dominerande källa för Hg i fisk efter en framgångsrik sanering av både mynningsområdet och djupa bottnar. En utökad sanering genom t ex borttagning av vassbälten och sediment på grunda bottnar är dock inte att rekommendera, av andra skäl utöver hög kostnad och ökade deponiproblem: Dels skulle en sådan åtgärd förstöra habitat och barnkammare för både fiskar och andra djur. Samtidigt med Hg skulle man dessutom avlägsna en viktig näringsbas (dvs ORG), vilket gör att Hg-halterna i fisk inte nödvändigtvis går ner, eftersom de styrs av förhållandet Hg/ORG i sjön. Tvärtom är en ökning inte att utesluta, om den resterande näringsbasen består av ännu mera förorenat material, vilket troligen finns i omlopp även efter en rätt lyckad sanering.
• Sedimentationsförhållandena på djupa bottnar förefaller vara tillräckligt goda för att kunna deponera muddermassor på sjöbotten utan större risk för spridning av Hg. Men resuspension av partikulärt Hg är (liksom läckage av löst Hg) starkt beroende av vindförhållandena, och bottnarna i Turingen liksom i andra relativt grunda sjöar påverkas eller till och med formas av enstaka sällsynta stormhändelser. Därför bör deponins stabilitet säkras med t ex en gel-armering, som genom aggregatbildning också kan bidra till en snabbare återsedimentation efter en eventuell resuspension.