Miljökontrollrapport 2011.pdf Pdf, 3.1 MB.

(1)

Lägesrapport – Uppföljningsperiod 2011 (4 januari 2011 – 31 december 2011)

Fotografi Jonny Skarp

juni 2012

Nykvarns kommun

WSP Environmental

(2)

Projekt Turingen – Miljökontroll

Lägesrapport – uppföljningsperiod 2011

INNEHÅLLSFÖRTECKNING

SAMMANFATTNING ... 3

ALLMÄNT ... 3

DETALJNIVÅ ... 3

KONTROLLPROGRAMMET ... 5

INLEDNING ... 5

UTFORMNING OCH OMFATTNING ... 5

UTFÖRDA MÄTNINGAR OCH ANALYSER ... 6

MÄTRESULTAT OCH ENKEL UTVÄRDERING ... 8

VATTENKEMI: TEMPERATUR, PH, SYREMÄTTNAD, REDOXPOTENTIAL, KONDUKTIVITET ... 8

VATTENKEMI: JÄRN, MANGAN OCH ALUMINIUM ...11

VATTENKEMI: KVÄVE, FOSFOR OCH ORGANISKT KOL ...11

V^ATTENKEMI: LJUSFÖRHÅLLANDEN (^FÄRG, SIKTDJUP OCH GRUMLIGHET) ...11

VATTENKEMI: KVICKSILVER ...14

SEDIMENT: FALLANDE SEDIMENT...21

SEDIMENT: BOTTENSEDIMENT ...22

BIOTA: ZOO- OCH VÄXTPLANKTON ...25

BIOTA: BOTTENFAUNA ...27

BIOTA: FISK ...27

VATTENFLÖDE I TURINGEÅN ...30

GENERELLA SLUTSATSER ...31

REFERENSER ...32

BILAGOR ...33

BILAGA 1:ANALYSRESULTAT VATTEN...33

B^ILAGA2:ANALYSRESULTAT FALLANDE SEDIMENT ...36

BILAGA 3:ANALYSRESULTAT PLANKTON ...37

BILAGA 4:ANALYSRESULTAT FISK ...38

(3)

Projekt Turingen – Miljökontroll

Lägesrapport – uppföljningsperiod 2011

SAMMANFATTNING

Allmänt

Den tidigare genomförda efterbehandlingen av förorenade sediment i sjön Turingen i Nykvarns kommun följs upp med hjälp av ett omfattande provtagnings- och mätprogram. I denna läges- rapport redovisas de viktigaste resultaten från mätningar under den åttonde uppföljningsperioden (4 januari 2011 – 31 december 2011) samt jämförelser med tidigare resultat.

Omläggning av Turingeån samt muddring och övertäckning av sediment i Turingen har mycket framgångsrikt reducerat kvicksilverhalten i sjövattnet och sedimenterande material i hela sjösy- stemet. Kvicksilver i sjösystemet är numera otillgängligt för biota i högre grad än före sane- ringsåtgärderna. De minskade kvicksilverhalterna har dock ännu inte återspeglat sig mer än mar- ginellt i biota (zooplankton, bottenfauna och fisk). Dessa halter ökade tillfälligtvis i samband med ingreppen, men har sedan i huvudsak återgått till samma ungefärliga nivåer som innan åt- gärderna. Det förväntades dock inte heller annat än att kvicksilverhalterna i biota sakta skulle minska över en period som kan uppgå till decennier.

Det finns vissa frågetecken kring vilka processer som äger rum i sjön och vad dessa kan innebära på längre sikt. Dessa handlar främst om vad som har hänt och händer fortsättningsvis med det konstgjorda sedimenttäcket, om metylering och demetylering av kvicksilver och effekten av detta på biota, samt om hur stor den fortsatta tillförseln av kvicksilver från Turingeån är.

Under 2011 har omfattningen av provtagningen varit kraftigt reducerad jämfört med tidigare år.

Syftet med provtagningen 2011 har huvudsakligen varit att få en viss kontinuitet i pågående mät- serier och att kontrollera om någon stor (och oväntad) förändring skett. Undersökningarna 2012 kommer återigen att bli mer omfattande och bland annat omfatta grundvattenprovtagningar, kart- läggning av utströmningsområden för grundvatten samt en undersökning av påväxtalger (perifyton) och deras betydelse för metyleringsprocesser i sjövattnet.

Detaljnivå

Halterna i vatten av de flesta undersökta ämnena uppmättes endast en gång under 2011. Inget tyder på att halterna avviker från tidigare år. Kvicksilver följer samma mönster som tidigare där halterna av både totalkvicksilver och metylkvicksilver är högre i bottenvatten än i ytvatten under skiktade förhållanden. Den uppmätta halten av totalkvicksilver i Turingens bottenvatten var dock ca 2,5 gånger högre än motsvarande tidsperiod 2010, och därmed noterades den högsta halten där sedan 2002. I övriga stationer (och även i Turingens ytvatten) är halterna av totalkvicksilver i princip nere på den bakgrundsnivå om 4 ng/l som angetts av Naturvårdsverket (1999). I Turinge- ån uppströms sjön fortsätter halterna av Hg att vara högre nedströms det åtgärdade området än vad de är uppströms. Provtagningen av vattnet i Turingeån under 2011 visade liksom under tidigare år att den största ökningen av kvicksilverhalten i åvattnet sker i ett område där det ligger några tidigare konstaterade ansamlingar av kvicksilver samt flera dagvattenutsläpp. Det har tidigare även funnits ett kommunalt avloppsreningsverk på platsen. Det är möjligt att en eller flera av dessa potentiella källor bidrar till haltökningen.

Kvicksilverhalterna i fallande sediment visar att det fortfarande finns partikelbundet kvicksilver i omlopp i Turingen, trots efterbehandlingsåtgärderna. Sett över hela tidsperioden visar dock

(4)

kvicksilverhalterna en första ordningens avtagande med tid. Detta tyder på en lyckad efterbehandling av Turingeån och området utanför åns mynning i sjön. Vissa mellanårs-variationer är naturligtvis att vänta då frigörandet av kvicksilver från bottnar eller transport av partikelbundet kvicksilver är processer som påverkas av flera saker än befintlig koncentration i vatten.

Under 2011 har både zooplankton och växtplankton provtagits vid ett tillfälle. Kvicksilverhalter- na i zooplankton uppvisar fortfarande rumsliga och temporala mönster som är likartade mellan de olika stationerna samt en avtagande gradient från Turingen genom Lilla Turingen till Mäla- ren. Ännu kan ingen bestående förändring till följd av efterbehandlingsarbetena i sjön observeras i dessa data, även om en sjunkande trend efter åtgärdsfasen kan skönjas. Det finns inga klara samband mellan halten kvicksilver i vatten och i zooplankton, vilket troligen främst beror på att andelen Hg i vattnet som består av metylkvicksilver varierar. Däremot finns en god korrelation mellan Hg i zooplankton och Hg i växtplankton. Hg-halten i växtplankton är lägre än i zooplankton, men eftersom biomassan av växtplankton är betydligt större, är mängden Hg också större i växtplankton än i zooplankton.

Under 2011 var Hg-halterna i småabborrar på samma nivå som 2007-2008.

Årets begränsade resultat stöder tesen att det i princip finns åtminstone två ungefär lika stora käl- lor till MeHg i Turingen. Den ena är inflöde av MeHg eller Hg (som sedan metyleras) från Tur- ingeån. Den andra källan är metylering av Hg i sediment eller hypolimnion (djupt vatten under språngskiktet). Även om källorna är lika stora är den senare mindre viktig för upptag i biota. Det beror på att det MeHg som bildas i sjöns djupare delar inte sprids i någon större utsträckning till sjöns ytligare vatten där den största delen av primärproduktionen sker. Ett visst utbyte sker dock under höstomrörning och under sommaren när språngskiktet gradvis förflyttas neråt.

Undersökningarna under 2012 kommer att inriktas på att utreda om och i så fall i vilken omfattning som utströmning av grundvatten och perifyton har för förekomsten av MeHg i sjöns vatten och biota.

(5)

Projekt Turingen – Miljökontroll

Lägesrapport – uppföljningsperiod 2011

KONTROLLPROGRAMMET Inledning

Efterbehandling av de kvicksilverförorenade bottensedimenten i sjön Turingen i Nykvarns kommun avslutades den 31 oktober 2003. Sedan dess har miljökontrollen fortsatt övervaka mil- jöpåverkan som entreprenaderna förde med sig samt miljösituationen i övrigt, främst i och ned- ströms Turingen. Syftet med denna lägesrapport är att redovisa de viktigaste resultaten från mät- ningar sedan föregående rapportering (avseende 2010). För att fortsätta utvärderingen av resultat från samtliga åtgärdsskeden görs även jämförelser med tidigare resultat. Rapporten har huvudsakligen skrivits av Andy Petsonk och Magnus Land vid WSP Environmental och utgår från tolv tidigare lägesrapporter, Meili (2000 och 2001), Petsonk (2001, 2002, 2003, 2004, 2006 och 2007), Petsonk och Plantman (2008) samt Petsonk och Land (2009, 2010, 2011).

Utformning och omfattning

Kontrollprogrammet innefattar ett flertal fysikaliska, kemiska och biologiska parametrar. Pro- grammets omfattning har reviderats flera gånger. Den senaste versionen anmäldes till länsstyr- elsen i Stockholms län 2010-01-15.

Provtagningsstationerna visas i Figur 1. De flesta prover och fältobservationer har samlats in och dokumenterats av Yoldia Environmental Consulting AB och Skarps Miljöteknik genom dag- böcker och fotografier. De kemiska analyserna har sedan 2004-04-01 utförts huvudsakligen av ALS Scandinavia AB; tidigare analyser utfördes av IVL Svenska Miljöinstitutet AB samt Institu- tet för Tillämpad Miljöforskning vid Stockholms Universitet (ITM). Under 2010 har vissa vat- tenanalyser även utförts av IVL. Åldersbestämning av fisk har utförts av Allumite Konsult AB.

Avläsning av pegeln vid Kungsbro i Turingeån har gjorts på frivillig basis av Set Axelsson.

I huvudsak har mätprogrammet under perioden för aktuell rapportering innehållit följande kom- ponenter:

· In-situ mätningar i vattnet med avseende på grumlighet, pH, ledningsförmåga, temperatur, syrgashalt, redoxpotential och siktdjup har utförts en gång vid åtta stationer.

· Ofiltrerade vattenprover har samlats in vid ett tillfälle vid fem stationer för sjövatten och vid tre stationer för åvatten. I samtliga prover har totalhalten av Hg samt färgen (mätt som absorbans) analyserats. I sjövattenproverna har dessutom metylkvicksilver (MeHg) analyserats.

· Plankton har samlats in vid ett tillfälle vid tre stationer för analys med avseende på kvicksilver. Försök har gjorts att skilja på växtplankton och zooplankton.

· Fallande sediment har samlats in kontinuerligt med hjälp av hängande fällor vid fem stationer. Fällorna har tömts vid tre tillfällen med två till tre månaders intervall, och innehållet har analyserats med avseende på mängd nedfallen sediment, GF, Hg, och Al.

· Abborre har infångats vid ett tillfälle under hösten vid tre stationer. Samlingsprov har analyserats med avseende på Hg.

(6)

Utförda mätningar och analyser

Enligt Yoldias/Skarps dagbok har fältarbeten för miljökontroll utförts under totalt 4 dagar mellan 4 januari och 31 december 2011, exklusive arbete vid provfiske.

Vattenprov till laboratorieanalyser har samlats in vid ett tillfälle från station 2,2, 3,52, 3,56, TV, D, L, U och M (Tabell 1).

Fasta prov till laboratorieanalyser har samlats in vid diverse intervaller (Tabell 2).

Vid provtagning och analys har samma metodik använts som under uppföljningsperiod 2010.

Tabell 1. Antal in-situ mätningar och vattenprov till laboratorieanalyser vid olika tillfällen.

Datum In-situ

mätn. Hg-tot MeHg absorbans

ofiltrerat ofiltrerat ofiltrerat

27-jul-2011 19 11 8 11

Tabell 2. Antal fasta prov till laboratorieanalyser vid olika tillfällen.

Fasta prover Datum GF Al HgTot

Sedimentfällor 8-mar-2011 10 10 10

16-maj-2011 10 10 10

30-sep-2011 10 10

Plankton 27-jul-2011 6

Abborre Höst 2011 3

Summa 30 20 39

(7)

Figur 1. Provtagningsstationer i Projekt Turingen. Alla stationer har inte använts 2011.

YH = Yngern, TS = Turingeån Ströpsta, 2,2 = Turingeån Ström, 3,52 = Turingeån Nyhammar, 3,56 = Turingeån Kungsbro, T = Turingeån Vidbynäs, TV = Turingeån vid Strängnäsvägen, B = Turingen Brygghusviken, SM = Södra Turingen, SN = Södra Turingen,

V = Turingens västra strand, D = Turingens djuphåla, C = Centrala Turingen, N = Norra Turingen, L = Lilla Turingen, U = Utloppsån innan Mälaren,

M = Mälaren utanför kraftverket, MS = Mälaren Sundsörsviken, Ä = Mälaren Älgön.

(8)

MÄTRESULTAT OCH ENKEL UTVÄRDERING

I detta kapitel redovisas de mest centrala observationerna från mätprogrammet avseende vattenkemi, fallande sediment, zoo- och växtplankton, samt fisk. I de flesta fall redovisas även data från tidigare mätperioder. För vissa av de parametrar där ingen långtidstrend kan avläsas sam- manfattas data från 2009 och tidigare mätperioder i diagrammen som medel-, min- och max- värde för att 2010-2011 års resultat ska framgå tydligare.

Vattenkemi: temperatur, pH, syremättnad, redoxpotential, konduktivitet

De första åren i kontrollprogrammet gjordes in-situ-mätningar mer frekvent (ca 25 gånger/år).

Efterhand glesades mätningarna gradvis ut till ca 4 gånger/år under 2007. Samma årstids- variationer kan ses med den glesa provtagningen som med den täta provtagningen. Under 2008- 2009 gjordes därför endast 1 in-situ-mätning per år i det ordinarie mätprogrammet (på somma- ren). Med så gles provtagning går det inte att påvisa årstidsvariationer, men det går att jämföra de uppmätta värdena med värden uppmätta vid samma tidpunkt de föregående åren. Under 2010 ökade mätfrekvensen igen för att under 2011 återgå till endast en gång/år. Både ytvattentempera- turen och bottenvattentemperaturen i Turingen var under 2011 normala för årstiden (Figur 2).

Mätningarna visar också att det fanns en tydlig temperaturstratifiering i sjön även under sommaren 2011.

0 4 8 12 16 20 24 28

jan-96 jan-97 jan-98 jan-99 jan-00 jan-01 jan-02 jan-03 jan-04 jan-05 jan-06 jan-07 jan-08 jan-09 jan-10 jan-11 jan-12

Vattentemperatur (^oC)

D:Y D:2 D:3 D:4 D:5 D:6 D:7 D:8 D:B

Figur 2. Vattentemperaturen på olika nivåer i Turingens djuphåla (station D) under perioden 1996-2011.

Ytvattenprovet och bottenvattenprovet betecknas D:Y respektive D:B. Termoklinens läge är runt D:6.

(9)

Ytvattnets pH-värden blir förhöjda i samband med algblomning (Figur 3). I månadsskiftet juli/augusti 2010 var pH-värdet i Turingens ytvatten ovanligt lågt för årstiden. Under 2011 var pH-värdet i ytvattnet mer normalt för årstiden.

Figur 3. Till vänster: Medelvärden samt min- och maxvärden av pH under perioden 1996-2009. Till hö- ger: Variationen i pH under 2010-2011.

Syreförhållandena i Turingen var under sommaren 2011 jämförbara med motsvarande tidpunkt tidigare år (Figur 4). Ytvattnet var mer eller mindre syremättat medan bottenvattnet i både Tu- ringen och Lilla Turingen var syrefritt.

Figur 4. Till vänster: Medelvärden samt min- och maxvärden av syremättnad under perioden 1996-2009.

Till höger: Variationen av syremättnad under 2010-2011.

(10)

Redoxpotentialen visade också ett normalt mönster för årstiden där ytvattnet hade positiva vär- den medan bottenvattnet hade negativa värden (Figur 5).

Figur 5. Till vänster: Medelvärden samt min- och maxvärden av redoxpotential under perioden 1996- 2009. Till höger: Variationen av redoxpotential under 2010-2011.

Konduktiviteten i Turingens vatten ligger kvar på ungefär samma nivåer som tidigare (Figur 6).

Vid mättillfället under sommaren 2011 var den något högre i bottenvattnet än i ytvattnet. Vissa år har konduktiviteten vid enstaka tillfällen varit mycket hög i Turingeån (station T:Y), vilket möjligen kan bero på saltning av vägar i området.

Figur 6. Till vänster: Medelvärden samt min- och maxvärden av konduktivitet under perioden 1996- 2009. Till höger: Variationen av konduktivitet under 2010-2011.

(11)

Vattenkemi: järn, mangan och aluminium

Under 2011 analyserades inte Mn-, Fe- och Al-halterna i några vattenprover från Turingeån, Tu- ringen, Lilla Turingen eller Mälaren. För resultat från tidigare år hänvisas till rapportering av 2010 års mätningar (Petsonk och Land, 2011).

Vattenkemi: kväve, fosfor och organiskt kol

Under 2011 analyserades inte heller N-, P- eller TOC-halterna i några vattenprover från Turinge- ån, Turingen, Lilla Turingen eller Mälaren. För resultat från tidigare år hänvisas till rapportering av 2010 års mätningar (Petsonk och Land, 2011).

Vattenkemi: ljusförhållanden (färg, siktdjup och grumlighet¹)

Ljusförhållanden kan vara avgörande för många organismer. De senaste åren har färgen endast bestämts på ofiltrerat vatten, vilket även ger ett indirekt mått på partikelmängden i vattnet². Un- der 2010-2011 mättes dock inte färgen utan istället mättes absorbansen vid 254 nm. Under 2010 gjordes mätningen på filtrerat vatten. Absorbansen har räknats om till färg enligt den kalibrering som gjordes i Projekt Turingen 2002.

Figur 7 visar att färgen i samtliga stationer i huvudsak är svag till måttlig. Under sommaren kan den dock öka och främst i bottenvattnen bli betydlig. De största bidragen till färg i filtrerat natur- ligt vatten kommer från löst mangan och järn samt humusämnen. Detta stämmer bra med de låga syrehalterna i bottenvattnen under sommaren då Mn och Fe kan gå i lösning. Under sommaren 2011 var färgen i vattenproverna jämförbar med färgen under sommaren 2010, trots att proverna från 2010 var filtrerade.

Siktdjupet (se Figur 8) var under sommaren 2011 något bättre än under sommaren 2010. Liksom under 2010 var siktdjupet under 2011 generellt något mindre i Turingen och Lilla Turingen än i Mälaren.

Turingen och Lilla Turingens vatten uppvisar oftast en stark grumlighet (Figur 9). Tillförseln av grumligt vatten från Turingeån verkar vara en av flera faktorer. Bottenvattnen är emellertid betydligt grumligare än ytvattnen, vilket hör samman med syrebrist, i synnerhet under sommarstagnationen. Den högsta grumligheten i Turingens bottenvatten var emellertid betydligt lägre under 2010-2011 än under perioden 2006-2009, då turbiditeten var upp till 40 NTU eller högre.

Det har tidigare konstaterats (Petsonk, 2007) att grumligheten verkar vara korrelerad med färgen men inte med TOC-halten, vilket indikerar att grumligheten orsakas mer av oorganiskt än av organiskt material. Det har vid flera mättillfällen också noterats att kolloidal grumlighet bildas vid syrebrist i bottenvattnet.

1 Betraktelserna av färg, siktdjup och grumlighet utgår från Naturvårdsverkets bedömningsgrunder för sjöar och vattendrag (Naturvårdsverket, 1999).

2 Mätvärdena fr.o.m. 1999 t.o.m. juni 2001 är baserade på absorbans mätt vid 750 nm och har korrigerats för byte av analysmetod enligt kalibrering redovisat i tidigare rapport från miljökontrollen (Petsonk 2002).

(12)

Figur 7. Till vänster: Medelvärden samt min- och maxvärden av färg under perioden 1999-2009. Obser- vera att maxvärdet är utanför skalan för T:Y (200), D:B (410) och L:B (250). Till höger: Variationen av färg under 2010-2011. Observera att proverna från 2010 var filtrerade. Under 2010 mättes inte station U:Y. Resultaten för L:Y (24,1) och D:Y (22,2) under 2011 döljs av övriga punkter. Kvalitativ skala enligt Naturvårdsverket (1999).

Figur 8. Till vänster: Medelvärden samt min- och maxvärden av siktdjup under perioden 1996-2009. Till höger: Variationen av siktdjup under 2010-2011. Observera att det inte har varit möjligt att mäta sikt- djupet när sjöarna varit isbelagda. Kvalitativ skala enligt Naturvårdsverket (1999).

Obetydl.

svagt måttligt betydligt

starkt

(13)

Figur 9. Till vänster: Medelvärden samt min- och maxvärden av grumlighet under perioden 1996-2009.

Till höger: Variationen i grumlighet under 2010-2011. Kvalitativ skala enligt Naturvårdsverket (1999).

(14)

Vattenkemi: kvicksilver

Totalkvicksilver

Totalkvicksilverhalterna i vatten i de flesta punkter i Turingeåsystemet ligger på en relativt låg nivå sedan Åtgärdsskede 2 avslutades, och underskrider ofta den av Naturvårdsverket (1999) an- givna bakgrundshalten för åar och sjöar i södra Sverige, ca 4 ng/l (Figur 10). Hg-halterna i bottenvatten i Turingens och Lilla Turingens djuphålor (D:B resp. L:B) har dock under skiktade för- hållanden stigit till 3-4 gånger bakgrundshalten de senaste åren. Sommaren 2011 steg Hg-halten till drygt 5 gånger bakgrundshalten i D:B.

Före 2004 var halterna av totalkvicksilver i Turingeån precis uppströms sjön (T:Y) oftast förhöjda. Förhöjningarna orsakades troligen av erosion av kvarvarande förorenat sediment på flera platser i ån uppströms sjön. Hg-halterna i denna punkt sjönk markant i slutet av 2003 och förblev låga under de nästkommande åren. Detta kunde tolkas som att merparten av det lättrör- liga kvicksilvret i ån hade eroderats bort, eller att vallen som byggdes våren 2004 mellan nuvar- ande Turingeån och området kring en tidigare åsträcka vid Långdal hade hindrat utsläpp från det området. Effekten har dock inte varit helt bestående, eftersom Hg-halterna i T:Y ökade igen nå- got under andra hälften av 2006 och ännu mer under andra hälften av 2007. För att försöka klar- lägga källan till dessa Hg-halter har provtagning från och med 2008-07-31 skett vid station TV (uppströms T). Halterna vid station TV var i juli ännu högre under 2008 än i juli 2007. I juli 2009 och under 2010 sjönk halterna igen till samma nivå som under 2007. Sommaren 2011 steg halten något igen.

Kvicksilverhalterna uttryckta per enhet partikelvikt (där partikelkoncentrationen uppskattas från grumligheten) är av betydelse för både sediment och biota. Föroreningsgraden hos partik- larna minskade betydligt efter åtgärderna (Figur 11) och förblir relativt låg i bottenvatten. Där- emot finns förhöjda värden i ytvatten, både i inkommande vatten (T:Y), i sjöarna (D:Y och L:Y) och nedströms (M:Y). Detta kan indikera att sjön alltjämt tillförs lätta förorenade partiklar som förblir svävande (suspenderade) och inte sedimenterar i sjön. Sommaren 2011 var dock Hg- halten per partikelvikt högre i Turingens och lilla Turingens bottenvatten än i respektive sjös ytvatten.

Figur 12 och Figur 13 belyser den tidsmässiga och rumsliga spridningen av de uppmätta halterna av totalkvicksilver i yt- respektive bottenvatten³. I både ytvatten och bottenvatten märks dels en tydlig rumslig gradient i totalhalterna från Turingeån genom sjösystemet till Mälaren, dels en nedåtgående trend från år till år. Sett över hela tidsperioden 1995-2011 visar kvicksilverhalterna i Turingens ytvatten och bottenvatten en avklingande kurva, dvs. en första ordningens avtagande med tid. Det finns naturligtvis en variation kring denna kurva, men allt som allt fort- sätter detta tyda på en lyckad efterbehandling av sjön i detta avseende. Halterna i Turingens djuphåla (D:B) är dock fortfarande förhöjda under sommarstagnationen, och under 2011 uppmät- tes den högsta halten där sedan 2002.

Att kvicksilverhalterna i Turingeåns vatten tidvis fortfarande uppvisar förhöjda halter är ett tecken på att tillförseln av kvicksilver till sjön inte har upphört. I tidigare studier (Petsonk, 2004;

Petsonk och Land, 2009; Petsonk och Land, 2010) kunde det konstateras att den största ökningen av kvicksilverhalten i åvattnet sker mellan stationerna 2,2 och 3,52. Haltökningen verkar ha varit som störst under sommarperioderna (se Figur 14). I området ligger dels några tidigare konstater- ade ansamlingar av kvicksilver vid Nyhammar och i Kvarndammen, dels flera dagvattenutsläpp.

Det är möjligt att en eller flera av dessa potentiella källor bidrar till haltökningen.

3 Ingen hänsyn har tagits till skillnader i vattenflöden, att antalet analysvärden varierar från år till år, eller att proverna har tagits vid olika tidpunkter under respektive år.

(15)

Vid mätningen i december 2010 sker dock en ytterligare haltökning i första hand mellan stationerna 3,52 och 3,56. Sommaren 2011 uppmättes en ökning i Hg-halten både mellan stationerna 2,2 och 3,52 och mellan stationerna 3,52 och 3,56.

Figur 10. Halter av totalkvicksilver i vatten (ng/l). Medel-, min- och maxhalter under perioden 1995- 2009 (t.v.) samt variationen av halter under 2010-2011 (t.h.). Från och med 2008-07-31 är provtagning utförd vid station TV istället för station T. Obs logaritmisk skala.

Figur 11. Halter av totalkvicksilver i vatten relaterad till partikelkoncentration. Medel-, min- och max- värden under perioden 1999-2009 (t.v.) samt variationen under 2010-2011 (t.h.). Partikelkoncentration baserad på fältmätning av turbiditet.

(16)

-10 0 10 20 30 40 50

1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 2011 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 2011 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 2011 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 2011

T/TV:Y D:Y L:Y U/M:Y

Kvicksilver i ytvatten (ng/l)

Bakgrundshalt (4 ng/l) enligt Naturvårdsverket

(1999)

Station

max median

min Total Hg Åtgärdsskede

82,3 129

D

A B C A B C D A B C D A B C D

Figur 12. Fördelningen av totalkvicksilverhalter i ytvatten 1995-2011, uppdelat årsvis. Åtgärdsskede A=omledning av Turingeån, B=övertäckning i mynningsområdet, C=övertäckning med konstgjort sedi- ment. D=vall utmed Turingeån norr om E20.

-30 0 30 60 90 120 150

1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 2011 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 2011 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 2011 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 2011

T/TV:Y D:B L:B U/M:Y

Kvicksilver i bottenvatten (ng/l)

Bakgrundshalt (4 ng/l) enligt Naturvårdsverket

(1999)

Station

max median

min Total Hg Åtgärdsskede

D

A B C

D

A B C

D

A B C

D

A B C

Figur 13. Fördelningen av totalkvicksilverhalter i bottenvatten 1995-2011, uppdelat årsvis. Åtgärdsskede A=omledning av Turingeån, B=övertäckning i mynningsområdet, C=övertäckning med konstgjort sedi- ment. D=vall utmed Turingeån norr om E20.

(17)

Figur 14. Halterna av totalkvicksilver i vatten i Turingeån 2008-2011.

Metylkvicksilver

Halterna av metylkvicksilver i sjövatten är av betydelse för överföringen av kvicksilver till fisk och andra biota. Metylering av kvicksilver gynnas av syrefria förhållanden. Metylering i en sjö sker därför främst under sommartid, bakteriellt i sediment eller i den anoxiska delen av vattenmassan, dvs. under termoklinen. Metylkvicksilver kan även tillföras med tillrinnande vatten (t.ex. från Turingeån eller grundvattenutströmning) eller genom diffusion från förorenade sediment i litoralen. En mer utförlig genomgång av metyleringsprocesser har redovisats av Regnell (2011).

De högsta halterna av metylkvicksilver finns i Turingens bottenvatten och de lägsta i Mälaren.

Halten MeHg har vanligtvis varit under 0,2 ng/l i sjöarnas ytvatten, medan Turingeån har haft betydligt högre halter och MeHg-halterna i sjöarnas bottenvatten har varit flerfaldigt högre (Figur 15). Analyser av metylkvicksilver i bottenvatten gjordes under 2004-2007 endast i juli/augusti (Figur 16). Under 2008 och 2009 analyserades MeHg förutom i juli vid ytterligare två tillfällen, och under 2010 analyserades MeHg vid totalt åtta tillfällen. Under 2011 analyserades MeHg endast i slutet av juli.

I Turingeån steg julihalten av MeHg kontinuerligt under perioden 2004-2008. Den trenden bröts dock 2009 och under 2010 sjönk halten i juli ytterligare. I juli 2011 hade halten återgått till 2009 års nivå. I Turingens bottenvatten finns ingen uppenbar tidstrend för juli/augusti-halten av MeHg mellan 2004 och 2011. Halterna under den perioden har dock i regel varierat mellan 2,5 och 5 ng/l, till skillnad från tiden före 2004 då halten i juli/augusti ofta kunde överstiga 6 ng/l. Denna skillnad kan till viss del förklaras av att proverna inte är tagna vid samma tidpunkt varje år (de högsta halterna av MeHg tycks förekomma först vid månadsskiftet augusti/september), men det kan inte utslutas att förutsättningarna för metylering faktiskt har minskat efter det att åtgärderna genomförts. I Lilla Turingens bottenvatten har halten av MeHg i juli/augusti varit relativt konstant runt 1,9 ng/l under perioden 2007-2010, men 2011 sjönk halten till 0,7 ng/l.

(18)

Figur 15. Halter av metylkvicksilver i vatten (ng/l). Medel-, min- och maxhalter under perioden 1996- 2009 (t.v.) samt variationen av halter under 2010-2011 (t.h.). Från och med 2008-07-31 är provtagning utförd vid station TV istället för station T. Obs logaritmisk skala.

Figur 16. Fördelningen av metylkvicksilverhalter i bottenvatten 1995-2011, uppdelat årsvis. Åtgärds- skede A=omledning av Turingeån, B=övertäckning i mynningsområdet, C=övertäckning med konstgjort sediment. D=vall utmed Turingeån norr om E20.

(19)

Andelen metylkvicksilver i vattnet ökade markant under 2003-2004, se Figur 17. Det berodde snarare på en minskning av total-Hg än en ökning av MeHg. Minskningen av total-Hg var troligen ett resultat av att stora mängder kvicksilver lagrades in i sedimenten vid de åtgärder som skett i sjön. Det skulle kunna betyda att det kvicksilver som fortfarande befanns i omlopp och alltså inte inkapslades till största delen var metylkvicksilver, men det finns inget belägg för detta.

Det finns en svag tendens att kvoten efter 2004 sjönk något fram till 2007/2008, varefter andelen steg igen till över 90 % i Turingens bottenvatten 2010. Andelen MeHg var betydligt lägre igen 2011. Dessa variationer är troligen ett resultat av att provtagningen utförts vid olika tidpunkter olika år. Efter 2004 tenderar andelen MeHg öka med ökad provtagningsfrekvens, det vill säga ju högre provtagningsfrekvensen är desto större chans är det att provtagningen sker när andelen är som störst under året. Om provtagningen hade skett en månad senare 2011 är det inte osannolikt att andelen MeHg i Turingens bottenvatten hade varit jämförbar med andelen 2010.

Det verkar även finnas ett visst samband mellan andelen metylkvicksilver i Turingeån och i sjö- arna (Figur 17 och Figur 18). Detta kan tyda på att en stor del av MeHg i sjöarna kan komma från ån.

Metyleringsprocesser i sjöarna och externa MeHg-källor har behandlats mer ingående av Regnell (2011).

Figur 17. Andelen MeHg i vatten under perioden 1996-2011. Observera att provtagningsfrekvensen har varierat, vilket gör det svårt att utvärdera tidstrender.

(20)

Figur 18. Till vänster: Medelvärden samt min- och maxvärden av metylerat kvicksilver uttryckt som an- del av totalkvicksilver i ofiltrerade vattenprov under perioden 1996-2009. Till höger: Andelen metylerat kvicksilver under 2010-2011. Det ska noteras att provtagningsfrekvensen under perioden 1996-2009 varit starkt varierande och i regel lägre än under 2010.

(21)

Sediment: fallande sediment

Sedimentationen har en säsongsbetonad variation i tiden (Figur 19). Den är normalt låg på vin- tern när sjöarna är isbelagda och högre på sommaren och hösten. Detta visar dels betydelsen av den naturliga uppvirvlingen av sediment genom vindinducerad ström- och vågpåverkan, dels effekten av produktionen av biologiskt material i sjöarna. Efter att under 2004 ha uppvisat de lägsta värdena sedan mätningarna påbörjades har sedimentationen i station SN och C därefter ökat något, men är fortfarande på en betydligt lägre nivå än under efterbehandlingsåtgärderna.

I Turingen och Lilla Turingen har den organiska andelen av fallande sediment (mätt som glödgningsförlust) tidigare haft en annorlunda säsongsmässig variation än i Mälaren (Figur 20).

Glödgningsförlusten är också något högre i Lilla Turingen och i Sundsörsviken i Mälaren än i Turingen och längre ut i Mälaren, vilket visar att fallande sediment i Turingen åtminstone delvis har en annan sammansättning (t.ex. med inslag av fina mineralpartiklar) än sedimenten i de andra stationerna. Det märks inte i Figur 20 om glödgningsförlusten i Turingen mer än tillfälligt- vis (2002-2003) har påverkats av efterbehandlingsarbetena. Eftersom aluminiumhalterna i fal- lande sediment (Figur 21) ligger relativt konstant på ca 40 000 mg/kg TS (30 000 mg/kg TS i Mälaren)⁴ kan dock dessa användas för att undersöka variationerna i glödgningsförlusten (Figur 22). Figuren visar att andelen organiska partiklar ökade i Turingens ytvatten sommartid under perioden 2004-2006, vilket förmodligen berodde på ökad biologisk produktion. Samma mönster märktes i Lilla Turingen, vilket betyder att detta troligen hade naturliga orsaker och inte var en effekt av efterbehandlingsarbetena. Efter 2006 har andelen organiska partiklar varit något lägre.

Under 2011 analyserades inte halten av pH-4 aluminium (aluminium som är lakbar vid pH 4) i fallande sediment. För resultat från tidigare år hänvisas till rapportering av 2010 års mätningar (Petsonk och Land, 2011).

Under 2011 analyserades inte heller järn- och manganhalterna i fallande sediment. För resultat från tidigare år hänvisas till rapportering av 2010 års mätningar (Petsonk och Land, 2011).

Kvicksilverhalten i fallande sediment uppvisar både en rumslig och en tidsmässig trend (Figur 23).

Halterna är högst södra Turingen (SN) och minskar norrut via centrala Turingen (C), Lilla Turing- en (L) och Mälaren (M och Ä). Ett parat t-test visar att Hg-halten med 95 % sannolikhet varit 0,15 mg/kg TS högre i SN än i L under perioden 2004-2011, och 0,28 mg/kg TS högre i L än i M under samma period. Halterna uppvisar också en minskande trend med tiden i Turingen och Lilla Tu- ringen såtillvida att halterna har varit lägre från och med 2004 än före 2004, då sanerings-

åtgärderna var avslutade. Under perioden 2004-2011 finns dock ingen signifikant minskande trend vad gäller Hg-halt. Halterna under 2011 verkar vara i nivå med den förväntade utvecklingen.

Den beräknade kvicksilverbelastningen från fallande sediment normaliserat för mängd organiskt material och sedimentationshastighet visar ett liknande mönster (Figur 24). Periodvis förhöjda Hg- halter i kombination med en lägre belastning av organiskt material under framförallt höstarna (dock inte varje år) resulterar i tydliga toppar vid dessa tillfällen. Under 2011 gjordes ingen sen hösttömning och därför är det osäkert om så var fallet även i år. Resultaten indikerar att partiklar med oorganiskt bundet kvicksilver periodvis sedimenterar i Turingen. Det är oklart vad detta beror på men tänkbara förklaringar kan bland annat vara tillförsel från Turingeån eller resuspension av bottensediment orsakad av till exempel ökad vattenföring eller ökad gasavgång från sedimenten.

4 De tillfälligt avvikande Al-halterna återspeglar tillförseln av konstgjort sediment: hösten 2002 vid utloppet från Turingen till Lilla Turingen och hösten 2003 i hela Turingen.

(22)

Sediment: bottensediment

Under 2011 utfördes ingen provtagning av bottensediment. För resultat från tidigare år hänvisas till rapportering av 2010 års mätningar (Petsonk och Land, 2011).

Figur 19. Flöde av fallande sediment i Turingeåsystemet under perioden 1994-2011.

Figur 20. Glödgningsförlust (andel organiskt material) hos fallande sediment under perioden 1994-2011.

(23)

Figur 21. Aluminium i fallande sediment under perioden 1994-2011.

Figur 22. Andel organiskt material relativt aluminiumhalt i fallande sediment under perioden 1994-2011.

(24)

Figur 23. Kvicksilver i fallande sediment under perioden 1994-2011.

Figur 24. Kvicksilverbelastning från fallande sediment normaliserad för mängd organiskt material och sedimentationshastighet under perioden 1994-2011.

(25)

Biota: zoo- och växtplankton

Kvicksilverhalter i plankton har analyserats dels som indikator på biotillgängligheten av kvicksilver, dels för att studera deras roll i överföring av kvicksilver till fisk. Analyserna har utförts på samlingsprov utan hänsyn till artskillnader. Däremot har ambitionen varit att skilja på växtplank- ton (25-300 µm) och zooplankton (>300 µm).

Halterna av totalkvicksilver i zooplankton visar tydliga rumsliga och temporala mönster (Figur 25)⁵. Dels finns en gradient med högre värden i Turingen och lägre värden i Lilla Turing- en och Mälaren, dels en säsongsmässig variation med högre halter på sensommar/höst. Det finns ingen signifikant skillnad i den på årsbasis genomsnittliga Hg-halten mellan perioden under åt- gärderna (1999-2003) och perioden efter åtgärderna (2004-2010). Däremot är det inte osannolikt att det faktiskt finns en sjunkande trend i Hg-halten under perioden efter åtgärderna fram till och med 2010 (a=0,80). Under 2011 mättes Hg-halten i zooplankton vid endast ett tillfälle (27 juli) då halterna i regel är relativt höga. Den uppmätta halten under 2011 är därför inte representativ för årsmedelvärdet.

Det har tidigare påvisats dels att metylkvicksilver utgör ca 80 % av allt kvicksilver i zooplankton, och dels att MeHg-halterna har en tydlig korrelation med Hg-halterna. Samtidigt har inget starkt samband kunnat påvisas mellan kvicksilverhalten i zooplankton och kvicksilver eller metylkvicksilver i vattenmassan vid samma tidpunkt. Den troligtvis främsta orsaken till detta är att upptaget av metylkvicksilver från vatten är begränsat. Den största exponeringskällan för zooplankton är via födan, vilket utgörs av lösa partiklar och framförallt växtplankton. Data för 2010 och 2011 visar en god korrelation mellan Hg i zooplankton och Hg i växtplankton, fram- förallt i Turingen (Figur 26).

En annan anledning till den dåliga överrensstämmelsen mellan Hg- och MeHg-halter i vatten och i djurplankton är upplösningen över tid. Kvicksilverhalten i zooplankton ökar vanligtvis under sommaren och hösten (i Turingens fall en dubblering) för att sedan sjunka tillbaka under hös- tens senare del, vinter och vår. Detta återspeglar djurens metabolism. När temperaturen i vattnet ökar medför detta en höjd ämnesomsättning och därmed en högre grad av inlagring av kvicksilver. Detta gör att även årsmedel- eller medianvärden för kvicksilverhalten i zooplankton saknar korrelation med halten kvicksilver i vattnet.

Resultaten visar att det är svårt att använda zooplankton som indikatororganismer. För att kunna göra detta skulle det krävas en betydligt högre provtagningsfrekvens.

Biomassan som består av växtplankton är betydligt större än biomassan som består av zooplankton. Det innebär att även om Hg-halterna är högre i zooplankton så är den totala Hg- mängden större i växtplankton än i zooplankton. Den totala biomassan som består av plankton har beräknats översiktligt för Turingen, Lilla Turingen och i Sundsörsviken (Mälaren), se Tabell 3. Biomassan varierar över året med en topp på sommaren.

Mängden kvicksilver som var bunden till plankton i Turingen uppgick i slutet av juli 2011 till 0,49 g, vilket kan jämföras med 61 g i ofiltrerat vatten. Det ska dock noteras att mängden Hg i plankton periodvis kan uppgå till nästan samma mängd som MeHg i vattnet. Exempelvis mot- svarade mängden Hg i plankton i juli 2010 drygt 100 % av mängden MeHg i vattnet både i Tu- ringen och Lilla Turingen. Det visar att en stor del av det kvicksilver som metyleras faktiskt om- sätts i organismerna. Detta kan dock variera. I juli 2011 var mängden Hg i plankton endast 5 respektive 10 % av mängden MeHg i Turingens och Lilla Turingens vatten.

5 Zooplankton har inte analyserats m.a.p. metylkvicksilver under 2006-2008 och 2010-2011 eftersom MeHg- halterna under tidigare år har haft en tydlig korrelation med Hg-halterna.

(26)

Tabell 3. Översiktlig beräkning av mängden kvicksilver i plankton och filtrerat vatten⁴.

Hg plankton Hg plankton Hg vatten MeHg vatten

Mm³ datum µg/l g ng/l g datum g / m³ ton mg/kg g g/g g/g

SM/ D¹ 5,3 100531 0,00145 7,7 0,070 0,37 100520 0,27 1,4 0,094 0,13 0,017 0,359

L 0,9 100531 0,00130 1,2 0,050 0,05 100520 0,15 0,1 0,104 0,01 0,012 0,305

M 20 100531 0,00040 8,0 0,030 0,60 100520 0,34 6,8 0,038 0,26 0,032 0,426

SM/ D¹ 5,3 100628 0,00059 3,1 0,089 0,47 100705 0,80 4,2 0,127 0,54 0,172 1,145

L 0,9 100629 0,00079 0,7 0,066 0,06 100705 0,91 0,8 0,074 0,06 0,085 1,017

M 20 100630 0,00050 10,0 0,030 0,60 100705 0,83 16,5 0,020 0,34 0,034 0,562

SM/ D¹ 5,3 100824 0,00268 14,2 1,539 8,16 100825 0,23 1,2 0,187 0,22 0,016 0,028

L 0,9 100824 0,00208 1,9 0,662 0,60 100825 0,45 0,4 0,110 0,05 0,024 0,076

M 20 100824 0,00080 16,0 0,055 1,10 100826 0,39 7,7 0,050 0,39 0,024 0,351

SM/ D¹ 5,3 100930 0,00195 10,3 0,215 1,14 101025 0,13 0,7 0,133 0,09 0,009 0,078

L 0,9 100930 0,00195 1,8 0,230 0,21 101025 0,13 0,1 0,116 0,01 0,008 0,066

M 20 100930 0,00063 12,6 0,078 1,55 101025 0,80 15,9 0,025 0,39 0,031 0,254

SM/ D¹ 5,3 110727 0,01156 61,2 2,040 10,81 110727 0,51 2,7 0,181 0,49 0,008 0,045

L 0,9 110727 0,00374 3,4 0,395 0,36 110727 0,48 0,4 0,090 0,04 0,012 0,109

M 20 110727 0,00050 10,0 0,030 0,60 110727 0,27 5,3 0,025 0,13 0,013 0,225

Station

Filtrerat vatten⁴ Plankton

TS- halt⁵ MeHg-

halt² MeHg- mängd Sjö-

volym³

HgTot- halt² Prov- tagnings-

HgTot- halt⁶ Bio- massa

HgTot- mängd HgTot-

mängd

Prov- tagnings-

1 Plankton provtaget i SM, vatten provtaget i D.

2 Medelvärdet av yt- och bottenvatten om båda har provtagits.

3 Värden från Meili (1998).

4 Värden för 2011 avser ofiltrerat vatten.

5 Avser genomsnittshalten i växt- och zooplankton tillsammans, med hänsyn till TS-mängd och mängd vatten som provtagits.

6 Avser genomsnittshalten i växt- och zooplankton tillsammans, med hänsyn till TS-mängd.

Figur 25. Totalkvicksilver i zooplankton (>300 µm) under perioden 1999-2011.

(27)

Figur 26. Halter av HgTot i zooplankton och växtplankton under 2010 och 2011.

Biota: bottenfauna

Under 2011 provtogs ingen bottenfauna. För information om bottenfauna hänvisas till rapporteringen för 2008 (Petsonk och Land, 2009).

Biota: fisk

Under 2011 provfiskades endast småabborrar (ålder 0+). För information om andra fiskar och åldrar hänvisas till rapporteringen för 2010 (Petsonk och Land, 2011).

Under projektets första år (1999-2001) var medelhalterna av kvicksilver i abborre relativt kon- stanta mellan åren och likartad i Turingens och Lilla Turingens stationer (SM och L), med betydligt lägre halter i Mälaren, se Figur 27. Halterna i samtliga stationer ökade under 2002, mest i Lilla Turingen. Under 2003 ökade kvicksilverhalterna i småabborrar ännu mera i Turingen men sjönk tillbaka i Lilla Turingen och Mälaren. Sedan sjönk Hg- halterna i abborrar i Turingen och Lilla Turingen under några år. Från 2007 och framåt har halterna ökat igen och under 2009 var halten i Turingen och Lilla Turingen i nivå med eller högre än toppen 2002/2003. Den kraftiga ökningen under 2009 verkar dock ha varit tillfällig, under 2010-2011 sjönk halterna igen till 2007-2008 års nivåer. Fram till 2008 fanns det en tydlig samvariation mellan kvicksilverhalterna i zooplankton respektive abborre (Figur 28), vilket tyder på att halterna är beroende av upptaget i abborrarnas föda. Mönstret under 2009 avvek såtillvida att halterna i zooplankton sjönk jämfört med 2008, medan halterna i abborre steg kraftigt. Under 2010 var förhållandet mellan Hg i abborre och Hg i zooplankton åter på en mer normal nivå. Så var fallet även under 2011 (den upp- mätta halten i plankton 2011 är dock inte representativ för årsmedelvärdet, varför denna jämfö- relse inte är helt riktig).

(28)

Det är ännu inte klart vad haltökningen i abborrar efter 2006 beror på. Det är dock väl dokumen- terat att upptaget av Hg i gädda är beroende av bland annat pH och trofinivå. I en studie av Hå- kanson (1980) visades att Hg-halten i gäddor ökade med minskad bioproduktion i sjöarna. En förklaring till detta kan vara att det tillgängliga kvicksilvret i en högproduktiv sjö späds ut i en större biomassa jämfört med i en lågproduktiv sjö, och att fisken därmed genom sin föda exponeras för en mindre mängd kvicksilver. I Turingen var produktionen av zooplankton betydligt mindre under 2009 än under 2008. Det kan inte uteslutas att förändringen av produktiviteten i sjön kan ha påverkat halterna i abborrarna, även om det är osäkert hur snabbt en sådan föränd- ring kan få effekt. Det bioproduktionsindex som användes i Håkansons modell baserades på data från den översta centimetern i sedimenten vilket motsvarar sedimentackumulationen under ca 1- 2 år. I princip skulle därför förändringar i bioproduktionen kunna få effekt på halterna i fisk på relativt kort tid. Under 2010 var dock produktionen av zooplankton på samma nivå som under 2009 och ändå sjönk Hg-halten. Tyvärr finns inga data för växtplankton under 2009, så det går inte att jämföra den totala bioproduktionen mellan åren.

Att den minskade produktionen av zooplankton skulle vara förklaringen till de ökade halterna av Hg i abborre i Turingen motsägs av det faktum att Hg-halterna i zooplankton inte verkar ha ökat (se Figur 25). Det är därför svårt att se att abborrarna faktiskt exponeras för en större mängd Hg genom den vägen. Å andra sidan ökade Hg-halterna i fallande sediment relativt markant under 2009 för att sedan sjunka igen under 2010. Det kan därför finnas en fraktion av biota (< 300 µm) i vilken halterna påverkats mer av den minskade produktionen.

-0,1 0 0,1 0,2 0,3 0,4

1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 2011 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 2011 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 2011

SM L M

Hg i abborre 0+ hösten (mg/kg vs)

max medel min

Figur 27. Totalkvicksilver i abborre 0+ under perioden 1999-2011. Värdena baseras generellt på analys av 3 samlingsprov på vardera 6-7 individer (dock 2 samlingsprov på 4-6 individer under 2008 respektive 1 samlingsprov under 2009 och 2011). Under 2010 gjordes analys på 10 individprover.

(29)

-0,1 0,0 0,1 0,2 0,3 0,4 0,5

1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 2011 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 2011 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 2011

SM L M

Hg i zooplankton (mg/kg ts)

Hg i abborre 0+ (mg/kg vv)

max

medel-abborre min

medel-zooplankton

1,1

SM L M

Figur 28. Jämförelse mellan halter av totalkvicksilver i abborre 0+ och zooplankton under perioden 1999-2011.

(30)

VATTENFLÖDE I TURINGEÅN

Vattenflödet vid inloppet till Turingen redovisas i Figur 29. Flödet in i Turingen har mätts upp vid Kungsbro. Detta flöde påverkas av att ån är reglerad, men på årsbasis är den uppmätta flö- desvolymen normalt lika stor som flödesvolymen in i Turingen beräknat enligt SMHI:s modell S-HYPE. Flödet under 2011 vid Kungsbro enligt pegelmätningarna skiljer sig dock ganska mycket från SMHI:s modellerade flöde, särskilt under hösten. Antingen har man släppt på mycket vatten från Yngern då eller så har ån blivit dämd (stigande nivåer utan ökat flöde). Det totala inflödet enligt SMHI är endast 73 % av det totala inflödet enligt pegelavläsningarna. WSP har försökt utreda varför så är fallet, men svaret har tyvärr inte gått att finna.

Figur 29. Vattenföring under 2011 vid uppmätning vid Kungsbro och beräknat vid inflödet till Turingen enligt SMHI (S-HYPE).

Under 2011 har vattenprovtagning skett för sällan för att det ska vara möjligt att beräkna kvick- silverflöden och belastning.