Systemanalys
av tillstånd, trender, omsättning och saneringsalternativ
1965 1995 2025 2055 2085
Markus Meili
Uppsala universitet, Inst. för geovetenskaper, Sedimentologi
Förstudie till Projekt Turingen, Nykvarns kommun
På uppdrag av miljö- och stadsbyggnadsförvaltningen i dåvarande Södertälje kommun
1998-05-22
Sammanfattning ...1
Hg-omsättningen i hela Turingeåsystemet Hg-omsättningen i Turingen
Prognoser och saneringsalternativ
Förkortningar ...3 Inledning ...4
Bakgrund Syfte Strategi Tack
Grundläggande data...6
Morfometri Hydrologi Vattenkemi Sedimentfördelning Suspenderade partiklar
Organiskt material i sediment och suspendat
Omsättning av partiklar och sediment ...9
Datering av profundalsediment Bruttosedimentation (sedimentfällor) Källor av suspenderat material i sjövattnet Resuspension av sediment
Massbalans av partiklar i sjön Erosion av mobila sediment
Källor av organiskt material (fiberutsläpp)
Hg i biota...15
Hg i gädda Hg i abborre
Hg i evertebrater (bottenfauna och zooplankton) Hg i växtplankton
Jämförelser
Hg i sjövatten ...18
Hg i suspenderat material Hg löst i vattnet MeHg i vattnet
Hg och MeHg i syrefritt bottenvatten Hg i gasbubblor
Hg i sediment ...23
Hg i profundalsediment Hg i littoralsediment Jämvikter
Hg i mynningsområdets sediment
Hg i sedimenterande material...26
Sedimentation och sjunkhastighet Hg i sedimentfällor
Källor av Hg i suspenderat material
Vertikalprofil av Hg och MeHg...29 Koppling mellan Hg i fisk och sediment ...30 Kontamineringsförloppet ...31
Dominerar en Hg-puls på 1960-talet ?
Rekonstruerad utsläppshistorik för Hg och fibermassa
Källor av Hg i sjön ...33
Primärkällan Turingeån
Erosion i mynningsområdet Resuspension i Turingen
Förråd, flöden, och omsättning av Hg ...37
Hg-avgång till atmosfären
Flöden och massbalans av Hg i Turingen Flöden av partikulärt Hg i sjövattnet Förråd och omsättning av Hg i Turingen
Systemanalys...44
Hela Turingeåsystemet Turingens Hg-omsättning Biologiskt upptag
Sanering av Turingeån 1995 ...56 Prognoser och saneringsalternativ...58
Återhämtningstider
Referenser och källmaterial ...66
SAMMANFATTNING
Modellberäkningar har gjorts rörande kvicksilverföroreningen i Turingeån och sjön Turingen utgående från tillgängligt datamaterial och från rimliga uppskattningar där data saknats.
Eftersom Hg främst är bundet till organiskt material av olika slag har föroreningsgraden av organiskt material studerats speciellt, t ex genom att relatera Hg-mängderna till den organiska fraktionen snarare än hela torrsubstansen i sediment. Målet har varit att få en överblick över tillgänglig information i ett ekosystemperspektiv, samt att använda denna för att göra prognoser och för att testa olika åtgärdsstrategier.
Hg-OMSÄTTNINGEN I HELA TURINGEÅSYSTEMET
• Hela recipientsystemet uppskattas ha innehållit uppemot 400 kg utsläppt kvicksilver före saneringsinsatserna i ån 1995. Turingeån med dammar innehöll då ett hundratal kg Hg. Cirka 250 kg eller drygt hälften av allt Hg ligger i Turingens sediment, varav cirka 100 kg Hg eller nästan hälften i Turingeåns mynningsområde. Lilla Turingen och Sundsörsviken nedströms håller vardera ett drygt tiotal kg utsläppt Hg, vilket motsvarar några få procent av allt utsläppt Hg som fortfarande finns i systemet. Av detta framgår att stora mängder utsläppt Hg fortfarande ligger kvar nära källan, samtidigt som även nedströms belägna system förorenats avsevärt.
• Minst 99.99% av allt Hg föreligger i partikulär fas i sediment. Eftersom den lösta fasen är försumbar med avseende på förråd och transport och dessutom direkt beroende av den partikulära fasen kan åtgärder koncentreras på partikulärt Hg i sediment.
• Vertikalprofiler av Hg i sediment visar att Hg-halterna i ytsediment har ökat mycket snabbt och sedan minskat till en bråkdel sedan utsläppskällan stängts. Minskningen skedde framför allt initialt, medan förändringen under de senaste två decennierna har varit mycket långsam.
Förloppet är nästan detsamma i hela systemet.
• Samtidigt har den horisontella gradienten i Hg koncentrationen upprätthållits i nästan oförändrat skick under tre decennier, trots att den primära Hg-tillförseln har stängts och den sekundära tillförseln har minskat. Det kan förklaras med en mycket låg mobilitet av sedimentbundet Hg, i kombination med en betydande och kontinuerligt läckande sekundärkälla nära ursprungskällan, ffa Turingeån och dess mynningsområde i Turingen.
• Den extremt långsamma självreningen av systemet i kombination med en betydande och kontinuerligt läckande sekundärkälla nära ursprungskällan indikerar att en sanering är angelägen och kan begränsas lokalt.
Hg-OMSÄTTNINGEN I TURINGEN
• Merparten (80-100%) av inkommande Hg (0.6 kg/år före Turingeåns sanering 1995) fastläggs i Turingens bottensediment. Hg som sedimenterar i sjön härstammar till ungefär 90% från resuspension (uppvirvling) av sediment inom sjön. Eftersom transporten genom systemet idag i stor utsträckning sker i partikulär form, är den mycket långsam pga benägenheten för återsedimentation, dvs periodvis fastläggning.
• Sedimentationen av Hg sedan 1980 kan enbart förklaras med en kontinuerlig frigörelse av stora mängder Hg från det extremt förorenade mynningsområdet, trots att det enbart täcker 4%
av sjöarean.
• Hg-halterna i olika djur har samma inbördes förhållande som i andra sjöar, vilket innebär att sjöns näringsvävs-Hg befinner sig i samma inbördes jämvikt som i opåverkade sjöar, även om Hg-halterna är betydligt högre.
• Koncentrationen av löst Hg i Turingens ytvatten är på samma nivå som i många andra sjöar (1- 2 ng/l), medan gäddan är c:a 5-10 gånger mera förorenad, och profundalsedimentet c:a 25-30 gånger. Samtidigt är det organiska materialet i profundalsediment betydligt mera förorenat än det som finns i suspension och i sediment i strandzonens växtbälten där mycket fisk håller hus.
Mycket talar för att Hg som är bundet till resuspenderade partiklar i Turingen har en relativt låg tendens att gå i lösning och dessutom skiljer sig i biologisk tillgänglighet från Hg i sjöar utan direkt Hg-balastning.
• Den naturliga självreningen är långsam, med årliga omsättningsrater mellan 1% (eller mindre) och 5% (eller mer) för olika delar av systemet. Detta resulterar i en naturlig halveringstid i storleksordningen 100 år för hela systemet på lång sikt. Återhämtningen av Turingen styrs av den naturliga sedimentövertäckningen, medan enbart ≈0.02% av allt Hg i Turingen årligen transporteras bort nedströms.
PROGNOSER OCH SANERINGSALTERNATIV
• Om ingen sanering genomförs kan det ta 50-100 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.
• Turingeåns sanering 1995 kan ha en märkbar effekt på Hg-halten i gädda enbart på längre sikt och under förutsättning att även mynningsområdet i sjön saneras.
• Sedimentationsförhållandena på djupa bottnar förefaller vara tillräckligt goda för att kunna deponera muddermassor på sjöbotten, förutsatt att deponins stabilitet framgångsrikt säkras med en gel-armering.
• En sanering av sjön kan påskynda återhämtningsförloppet avsevärt. Men även om all planerad sanering genomförs och upp till 98% av allt Hg i systemet avlägsnas eller isoleras, kommer det troligen att ta 20-50 år för att nå Hg-riktvärdet på 0.5 ppm i 1kg-gädda.
• 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 kan därvid vara viktigt att beakta att en sanering sannolikt även reducerar flöden av sedimentpartiklar och lösta näringsämnen.
• Modellberäkningar tyder på att Hg i fisk efter en lyckad sanering enligt de mest långtgående planerna skulle minska mot en naturlig halt med årligen c:a 10% 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 på omkring 0.3 ppm inte uppnås förrän efter 50-100 år.
FÖRKORTNINGAR
TOC totalt organiskt kol i mg/L TOM totalt organiskt material i mg/L POM partikulärt organiskt material i mg/L
VS våtsubstans i kg
TS torrsubstans i kg eller i % av VS
ORG organiskt material (ofta mätt som glödgningsförlust) i kg/kg TS;
ungefär hälften av ORG utgörs av kol vilket utnyttjas vid beräkningar MIN minerogent material (ofta mätt som glödgningsrest) i kg/kg TS Hg, Hg/TS kvicksilver, halter oftast i ppm = mg per kg TS
Hg/ORG kvoten mellan Hg och ORG i ppm = mg Hg per kg ORG,
dvs föroreningsgraden av ORG eftersom det mesta Hg är bundet till ORG HgGÄDDA Hg-halter i 1kg-gädda i ppm = mg Hg per kg VS i muskel
HgABB Hg-halter i 10cm-abborre i ppm = mg Hg per kg VS i muskel HgBF Hg-halter i bottenfauna i ppm = mg Hg per kg TS i hela djur
MeHg metylkvicksilver
KONT kontamineringsfaktor (föroreningsfaktor):
kvot mellan aktuella värden och (naturliga) referensvärden
PROF profundalsediment
PROF-ACK profundalsediment på ackumulationsbottnar PROF-TRA profundalsediment på transportbottnar PROF-ERO profundalsediment på erosionsbottnar
LITT littoralsediment i vassområden, exkl mynningsområdet MYNN mynningsområdets sediment
DAMM Ströpsta- och Vidbynäsdammens sediment
ÅSED Turingeåns sediment
IN inflödets suspenderade partiklar
SUSP sjöns (och utflödets) suspenderade partiklar PROD organiskt material producerat i sjön
INLEDNING
BAKGRUND
Turingeån i Södertälje kommun är ett av Sveriges många vattendrag som är förorenad av kvicksilverutsläpp under 1940-60-talen. Turingeåystemet, framför allt sjön Turingen samt åsträckan mellan källan (Nykvarns pappersbruk) och sjön, har på senare tid varit föremål för en rad undersökningar och pilotförsök med syftet att kartlägga föroreningen och planera lämpliga saneringsåtgärder. Nämnda åsträcka har sanerats genom ett omfattande arbete under sensommaren 1995, samtidigt som intensiva mätprogram och karteringar genomförts. En sammanställning och syntes av nya och gamla data samt en heltäckande analys och modellering av hela vattensystemet har sedan efterlysts för vägledning av det fortsatta arbetet.
SYFTE
Denna rapport syftar till att i grova drag kvantifiera fördelningen och ffa omsättningen och biotillgängligheten av kvicksilver i Turingeåns vattensystem i ett helsystems-perspektiv.
Rapporten är tänkt som bedömningsgrund för fortsatta utredningar och åtgärder, dvs som hjälpreda för att
• identifiera brister i dataunderlaget
• väcka tankar och verifiera eller ifrågasätta befintliga antaganden
• utreda huruvida systemet skiljer sig från okontaminerade system
• utreda dynamiken i systemet
• skapa en bas för dynamisk modellering
• uppskatta den naturliga självreningshastigheten i olika habitat
• bedöma effekten av olika åtgärder på både kort och lång sikt
Rapporten grundar sig på uppgifter som diskuterades vid ett expertmöte i juni 1996, samt undersökningar som har genomförts sedan dess. Information har hämtats ur olika rapporter som är tillgängliga på Södertälje kommuns miljö- och stadsbyggnadsförvaltning, samt genom muntliga uppgifter (kontaktperson Ronald Bergman). Dessa data har sedan transformerats på olika sätt för att jämföra olika ekosystemkomponenter och processer genom överslagsberäkningar, som inte kan göra något större anspråk på precision:
• Vissa dataunderlag är mycket tunna eller obefintliga och har därför kompletterats med typiska värden utifrån andra mätningar eller antaganden utifrån erfarenheter med liknande system och processer.
• Mätdata och beräknade data är generaliserade i rum och tid, samt generöst avrundade.
• Vissa uppgifter, ffa siffervärden, återges här summariskt, dels för att skapa en överblick över befintlig kunskap, dels för att lämna möjlighet till att kunna korrigera modellberäkningar och slutsatser vid behov eller vid tillgång till nya data. Av samma anledning presenteras argument och beräkningar i stolpform.
En preliminär systemanalys gjordes under 1996 med begränsad tillgång till information. Nya mätdata som kom till under tiden visade sig bekräfta de flesta antaganden och slutsatser. Det innebär att värdefull kunskap har kommit fram för en liknande systemanalys eller för uppläggningen av fältstudier i andra vattensystem.
STRATEGI
Ett antal grundläggande principer har varit vägledande för arbetet:
• Rapportens tyngdpunkt ligger på partikulärt total-Hg. Eftersom partikulärt Hg utgör 99.99
% av allt Hg som släppts ut i Turingeå-systemet är alla andra fraktioner direkt eller indirekt beroende av koncentrationen och mängden av partikulärt Hg. Det gäller även metylkvicksilver (MeHg), som är den dominerande Hg-fraktionen i fisk. MeHg kan betraktas som en fraktion i jämvikt med total-Hg, även om jämvikten kan variera i tid och rum, eftersom omvandlingen mellan "oorganiskt" och metylerat Hg i regel är mycket snabbare än koncentrationsändringar i total-Hg.
• Den övergripande filosofin för att generera jämförbara värden av Hg-halter är att utgå ifrån det välkända fenomenet att nästan allt Hg i sjöar är bundet till organiskt material, och att minerogent material enbart innehåller minimala mängder Hg. På så vis kan man skapa ett koncentrationsmått som "gemensam" valuta, nämligen kvoten mellan Hg och organiskt material (Hg/ORG), som beskriver föroreningsgraden av ORG i olika delar av systemet.
• Ett annat angreppssätt är att uttrycka Hg-halter som kontamineringsfaktor (KONT), som är kvoten mellan aktuella och bakgrundsvärden i olika delar av systemet. Med bakgrundsvärden menas här inte naturliga eller förindustriella värden, utan värden i en sjö av samma typ men utan direkt kontaminering med Hg från en närbelägen punktkälla.
• Grundläggande enheter som jämförs är koncentrationer, mängder, och flöden.
Koncentrationsgradienter kan ge information om transportriktningen. Kvoter mellan mängder och flöden kan ge omsättningshastigheter eller uppehållstider. Kvoter mellan koncentrationer och flöden kan ge transporthastigheter. Jämförelse av koncentrationer och deras kvoter kan användas för att spåra källor och deras relativa bidrag till en mängd eller ett flöde.
• Ovanstående strategi kan ge en realistisk bild av dynamiken i systemet, utan att tillgå varken avancerad matematik eller numeriska modeller. Syftet är att kartlägga systemets struktur och dynamik, information som sedan direkt kan användas för prognosmodeller och åtgärdsbedömning. Modellering kan på så vis bli mindre spekulativ än vid tillämpning av generella modeller, samtidigt som modellkomplexiteten kan optimeras.
Stor möda har lagts på att "filtrera" befintligt dataunderlag som är mycket heterogent, för att ta fram representativa värden, dvs värden som kan anses vara typiska och reproducerbara.
Avrundade värden eller rimliga skattningar har därför ofta fått ersätta "exakta" aritmetiska medelvärden eller statistiska parametrar. Gradienter i vertikalled (t ex sedimentets vattenhalt och Hg-halt) och horisontalled (t ex sedimentets tjocklek och Hg-mängd) har utjämnats till medelvärden eller ersatts med trappstegsfunktioner.
TACK
Jag vill rikta ett stort tack till Ronald Bergman (Södertälje kommuns miljö- och stadsbyggnadsförvaltning) för frikostighet med sakuppgifter, öppna diskussioner, samt engagemang och entusiasm. Andy Petsonk (AB Jacobson & Widmark) bidrog med rapportgranskning och värdefulla synpunkter.
GRUNDLÄGGANDE DATA
Här ges en överblick av grundläggande data för Turingeåsystemet, som också ger en uppfattning om Turingens ekologiska struktur och funktion. Beräkningar har delvis baserats på en förenklad systemstruktur och avrundade parametrar.
MORFOMETRI
Följande parametrar har legat till grund för beräkningar (data för Sundsörsviken är ungefärliga och beroende på vald avgränsning):
Turingen Lilla Turingen Sundsörsviken
Area (km2) 1.02 0.20 (3)
Max. djup (m) 10 7.8 (21)
Medeldjup (m) 5.2 4.3 (7)
Volym (milj m3) 5.3 0.9 (20)
Max. längd (km) 2.3 0.8 (4-5)
Blandningsdjup (m) 5.2 2.1 (8)
Area ackum.bottnar (%) 50 70 (40)
Area transportbottnar (%) 30 20 (40)
HYDROLOGI
• Turingen har en yta på ganska exakt 1 km2. Medeldjupet är ungefär 5 m, och avrinningsområdets area drygt 100 km2.
• Turingeån är det helt dominerande vattentillflödet till Turingen.
• Årsmedelflödet genom Turingen är c:a 600 l/s. Årsflödet blir då c:a 20 milj m3/a, vilket motsvarar en specifik avrinning omkring 0.2 m/år. Nettoeffekten av tillrinningen från sjöns närområde och avdunstningen vid sjöytan antas vara försumbar här.
• Vattenflödet genom Turingen har en årstidsvariation som kan uttryckas i % av medelflödet för månaderna 1-12: 80 80 80 200 200 60 60 60 100 100 100 80. Därvid ska beaktas att både inlopp (Yngerns utlopp) och utlopp (till Sundsörsviken) är reglerade.
• Vattnets uppehållstid är ungefär 4 månader i Turingen och 1 månad i Lilla Turingen.
• Sjön Yngern uppströms fungerar som utjämningsbassäng med avseende på både hydrologi och vattenkemi.
• Summering av produkter av vattenflöden och ämneskoncentrationer för olika årstider har använts för att beräkna flödesvägda årliga transporter av material.
VATTENKEMI
• Grundläggande vattenkemidata visar en stor likhet mellan in- och utloppets vattenkemi, baserat på flera års data men bortsett från vissa toppnoteringar i sjön eller ån (1989: Länstyrelsen 1994;
1995, 1996: Huononen 1997) (se även SUSPENDERADE PARTIKLAR):
Turingeån (mg/l): TOM ≈ 15, TOC ≈ 5-10, färg ≈ 15-50, TotP ≈ 0.02-0.06 Turingen (mg/l): TOM ≈ 15, TOC ≈ 6-9, färg ≈ 15-50, TotP ≈ 0.02-0.06 (TOM = totalt organiskt material, TOC = totalt organiskt kol, TotP = totalfosfor)
• 1989 och 1995 var båda ovanligt torra år med låga flöden, men de angivna parametrarna kan ändå antas vara tillräckligt representativa för beräkningar.
SEDIMENTFÖRDELNING
• Recenta sediment kan karteras och kvantifieras utifrån sedimentdatering (se DATERING AV PROFUNDALSEDIMENT), förekomsten av Hg-kontaminering, och erfarenheter från liknande sjöar. En grov karaktärisering utgår ifrån förhållandet mellan ORG och vattenhalt. Resultatet visas i Fig. 1.
• Hög-kontaminerade sediment finns i Turingeåns mynningsområde (MYNN), som utgör 4%
av sjöns yta (jf. Persson 1996a), och verkar vara grovkorniga, skiktade, och ha en medeltjocklek på 0.8 m.
• Littoralsediment (LITT) i vasstäckta områden utanför mynningsområdet utgör enligt kartering c:a 3% av sjöns bottnar (jf. Hjorth 1996) och verkar vara grovkorniga, skiktade, och ha en medeltjocklek på 0.1 m.
• Erosionsbottnar (PROF-ERO) utgör c:a 13% av sjöns bottnar (16% av sjön är grundare än 2 m enligt den hypsografiska kurvan, men det inkluderar även LITT) och antas hålla samma material som ytsedimentet i PROF-ACK med en medeltjocklek på 0.02 m.
• Med en vågbas omkring 5 m (uppskattad utifrån sjöns storlek, Meili 1991b) och med hänsyn till branta strandsluttningar uppskattas andelen ackumulationsbottnar med profundalsediment (PROF-ACK) till 50% utifrån den hypsografiska kurvan. Hg-kontamineringen sträcker sig till 0.3 m i genomsnitt.
• Resten (30%) kan antas vara transportbottnar (PROF-TRA) med en medeltjocklek på 0.1 m, antingen omblandade med samma material som ytsedimentet i PROF-ACK, eller skiktade men med 4 gånger mindre årlig nettosedimentation vilket krävs för att få samma Hg-mängd med en vertikalprofil som likner den i PROF-ACK.
Ackumulations- bottnar Transportbottnar
Erosionsbottnar
Mynningsområde Växtbälten
3%
13%
30%
50%
4% 80 cm
30 cm
10 cm
2 cm 10 cm
Bottenarea Kontaminerat
sedimentdjup 5-6 m
2-3 m
10 m
Figur 1: Schematiserad fördelning av kontaminerade sediment på olika bottentyper i Turingen.
SUSPENDERADE PARTIKLAR
• Suspenderat material och partikulärt organiskt material, baserat på flera års vattendata (1989:
Länstyrelsen 1994; 1995, 1996: Huononen 1997):
SUSP POM POM
mg/l % av SUSP mg/l
Turingen inlopp 1989: ≈ 5 (≈4-6.5) ≈ 50% ≈ 2.5
Turingen utlopp 1989: ≈ 6 (≈1.5-15) ≈ 50% ≈ 3
Yngern utlopp 1995: ≈ 3 (≈1.3-14) ≈ 50% ≈ 1.5
Turingen inlopp 1995: ≈ 10 (≈4-25) ≈ 30% ≈ 3
Turingen utlopp 1995: ≈ 3 (≈1.3-14) ≈ 50% ≈ 1.5
• Det fanns ofta en aning mera suspenderat material i utloppet år 1989 (dvs. mera i sjön än i tillrinnande vatten vilket är värt att notera), däremot var det mindre år 1995, och ungefär lika år 1996. 1989 och 1995 var båda ovanligt torra med låga flöden, men de angivna parametrarna kan ändå antas vara tillräckligt representativa för beräkningar.
• Effekten av entreprenadverksamheten 1995 på dessa värden torde vara minimal, eftersom topparna inte ingår i räkningen, och eftersom SUSP i inloppet skilde sig mellan åren redan innan augusti då verksamheten började. Observera att Yngern tömdes under våren 1995 inför de aktuella saneringsarbetena i ån under augusti-december 1995 då flödena i ån medvetet ströps.
• POM utgör ungefär 15-20% av TOM både i sjön Turingen och i den tillrinnande ån.
ORGANISKT MATERIAL I SEDIMENT OCH SUSPENDAT
• Partiklar innehåller varierande andelar organiskt och minerogent material (ORG + MIN), vilket är av betydelse bland annat för deras Hg-halt och deras sedimentationsbenägenhet.
• I suspenderat material i sjöarna och deras utlopp utgör ORG ungefär hälften av TS (årsmedel), möjligen lite mindre i Yngern (näringsfattig) och lite mer i Turingen (näringsrik).
• I suspenderat material i rinnande vatten från Turingeån är ORG/TS ≈ 30%.
• Medelvärden av halten organiskt material (ORG/TS) i ytliga sediment varierar mellan 15 och 30% av TS i olika delar av systemet.
• I de mest kontaminerade ytsedimenten i mynningsområdet är ORG/TS ≈ 30%.
• På sjöns ackumulationsbottnar (PROF-ACK) är ORG/TS ≈ 15% i ytsediment ned till 10 cm, men avtar sedan snabbt till ≈12% och gradvis ner till ≈ 9% i opåverkade sediment.
• Material i sedimentfällor har en liknande sammansättning som ytsediment på ackumulationsbottnar, med ORG/TS ≈ 16% (se BRUTTOSEDIMENTATION nedan).
• Många områden har sediment med ORG/TS ≈ 20%: resuspenderbara sediment i Turingeån (se
TURINGEÅN), medeldjupa sediment i mynningsområdet, sjöns strandsediment (LITT). Även Ströpstadammens och Vidbynäsdammens sediment har länge hållit en liknande fastän lokalt varierande ORG/TS (Hasselrot 1970, Huononen 1991).
OMSÄTTNING AV PARTIKLAR OCH SEDIMENT
Partikelomsättningen diskuteras ytterligare i samband med Hg-omsättningen.
DATERING AV PROFUNDALSEDIMENT
• Sedimentationshastigheten i PROF har bestämts genom att datera sedimentskikt dels med Cs- 137 (Tjernobyl-horisont 1986 och kärnvapenprovhorisont 1963), dels med Hg (Nykvarns Bruks utsläpp uppströms började 1946 och slutade 1966, uppenbarligen med höga koncentrationer i sjön i samband med kvicksilverhanteringens nedläggning 1966 och/eller ett dammbrott omkring 1970-72).
• Tjernobyl-horisonten ligger på ett djup på 7-8 cm, vilket tyder på en årlig sedimenttillväxt på
≈0.75 cm/a nära sedimentytan. Värdet avtar nedåt pga lägre ORG samt kompaktion.
• Övrig datering utgår ifrån att den årliga depositionen av minerogent material (MIN) i PROF- ACK kan antas vara konstant. På så vis kan man kvantifiera dels sedimentationen av olika ämnen, dels den antropogena påverkan på sedimentet, genom att jämföra ytliga och djupa sediment i en vertikalprofil.
• Den resulterande dateringen av hela sedimentprofilen stöds av att observerade Hg-profiler stämmer väl överens med väntade profiler (se FÖRRÅD OCH OMSÄTTNING AV Hg I TURINGEN).
• Bruttosedimentationen kan uppskattas från sedimentdatering på ackumulationsbottnar, under förutsättning att resuspensionen är försumbar där.
• Sedimenttillväxten sedan Tjernobylnedfallet av Cs-137 år 1986 motsvarar en sedimentation av MIN ≈ 1.4 kg/m2a, förutsatt att ingen resuspensionen sker i PROF-ACK.
• Med ORG/TS ≈ 15% i ytsediment blir dagens sedimentation av ORG ≈ 0.25 kg/m2a.
BRUTTOSEDIMENTATION (SEDIMENTFÄLLOR)
• Dessa värden kan jämföras med en årlig bruttosedimentation av ≈2.5 kgTS/m2a utifrån mätningar med sedimentfällor. Skillnaden tyder på att resuspension kan vara betyande även på så kallade ackumulationsbottnar, i Turingen kanske 40% utifrån befintliga data.
• Sedimentfällor exponerades 1995-97 i Turingen nära mynningen och ibland också i sjöns mitt (Huononen 1997 och rådata). Sedimentfällemetodik: cylindrar med en diameter på 0.105 m (yta 0.0087 m2) placerades c:a 1-1.5 m över botten, oftast c:a 200 m utanför mynningen på ett vattendjup på ≈7 m. Samma mätningar utfördes parallellt i Sundsörsviken.
• I genomsnitt har sedimentfällematerialet ungefär samma sammansättning (ORG/TS) som profundalt finsediment i sjön (Fig. 2), vilket skulle kunna tyda på att sedimentationen domineras av sedimentresuspension. Skillnaden mellan de två stationerna är i regel också minimal, vilket skulle kunna tyda på att samma material avlagras i hela sjön (se dock Hg I SEDIMENTERANDE MATERIAL).
• Sammansättningen av sedimenterande material varierar dock med årstiderna. Under sommaren ökar ofta ORG/TS, vilket tyder på antingen ett kraftigt tillskott av organiskt material genom primärproduktion i vattnet eller på angränsande land (löv, jord), eller en selektiv resuspension av finsediment med mycket organiskt material (inkl fibermassa). ORG/TS kan också vara betydligt lägre, framför allt när partikeltillförsel utifrån kan väntas dominera. Det kan ske under
återspeglas sammansättningen av eroderbara partiklar i tillrinnande åar, åtminstone i närheten av mynningen (Fig. 2).
• Även mängden sedimenterande material varierar kraftigt med årstiderna. Sedimentationen i Turingen under is mellan 960214-960503 var ≈0.1 kg/m2, vilket skulle representera ungefär halva vintersedimentationen om det inte inkluderade något bidrag från dagarna efter islossningen. Ännu lägre värden observerades mycket riktigt under vintern 1997 då fällor exponerades enbart under is (Fig. 2). Den dagliga vintersedimentationen under is är således enbart ≈0.5-1 g/m2d.
• Värdet är jämförbart med Turingeåns tillförsel på ≈0.6 g/m2d (≈0.2 kg/m2a), vilket är ett teoretiskt värde som gäller vid ett tidsmässigt jämt inflöde av partiklar följt av en rumsligt jämn sedimentation över hela sjön. Även om jämförelsematerialet inte är
Turingens profundalsediment
0%
5%
10%
15%
20%
0 5 10 15 20
vår97
vi97 (vi)96
Sedimentation (gTS / m2d) ORG (% TS)
vår97 vi97
hö97
Turingeåns sediment efter sanering ?
Turingen, mynningsområdet Turingen, djupområdet
vår95
so97 hö96 hö96
hö95vår96 hö94
2
Figur 2: Koncentrationen av organiskt material och mängden sedimenterande material i sedimentfällor vid två stationer i Turingen under 1994-1997. Referenslinjer visar samman- sättningen av material från olika möjliga källor. Perioder under is eller med höga vattenflöden är ring-markerade. Där uppgifter saknas har ORG uppskattats utifrån kringdata (kursivt).
optimalt och varken flödet eller sedimentationen jämna (Fig. 2), så tyder de nya data inte oväntat på att vinterns sedimentation kan utgöras främst av partikeltransporten ifrån ån. Detta är av vikt för tolkningen av nya data rörande Hg i sedimenterande material
(se Hg I SEDIMENTERANDE MATERIAL och SANERING AV TURINGEÅN).
• Under isfria perioder är den dagliga bruttosedimentation ≈10 g/m2d i Turingen (Fig. 2). Detta är ≈10-20 gånger mer än vintertid (se ovan). Räknat på årets ≈250 isfria dagar är årssedimentationen ≈2.5 kg/m2a, eftersom den årliga sedimentationen under is är minimal (≈0.1 kg/m2a).
• Bidraget från utfällningen av järnoxider är litet, eftersom dessa utgör enbart 5-10% av torrvikten i sedimentfällor, både sommar och vinter (räknat som Fe2O3 utifrån uppmätta Fe- halter).
• Sedimentationen vid mynningen och i sjöns centrala del skiljer sig inte nämnvärt, förutom under högflödesperioder och under is (Fig. 2).
• Sedimentationen i Sundsörsviken vid Turingeåns mynning var ungefär hälften så hög som i Turingen både sommar och vinter, men följde i övrigt samma mönster, förutom att ORG i regel var högre.
• Den observerade sedimentationen i sjöarna under sommarhalvåret kan uppenbarligen inte förklaras med enbart sedimenttillförsel från åar. Den stora skillnaden mellan sommar och vinter, liksom jämförelsen mellan olika stationer i Turingen, visar tydligt att sjöns interna källor snarare än extern tillförsel svarar för merparten av sedimenterande material. Detsamma kan därför väntas gälla för partikelbundna föroreningar såsom Hg.
KÄLLOR AV SUSPENDERAT MATERIAL I SJÖVATTNET
• SUSP har den högsta andelen ORG/TS bland de analyserade partikelmatriserna. Den enkla förklaringen är att den består till stor del av nyproducerade planktonalger (PROD), som i årsgenomsnitt består till minst 80% av organiskt material (sommarens alger håller troligen ORG/TS >90%, på våren och hösten dominerar troligen kiselalger (diatoméer) som består till hälften av oorganiskt material). Minerogena partiklar sedimenterar snabbare än organiska, vilket gör att organiskt material anrikas i suspension, och minerogent material i sediment, ffa erosionssediment.
• SUSP utgörs dock till ungefär hälften av oorganiskt material (mindre på sommaren, mer på våren), vilket tyder på en blandning med sedimentpartiklar. Från liknande men näringsfattigare sjöar vet man att drygt hälften av ORG i SUSP vanligen utgörs av resuspenderat sediment.
RESUSPENSION AV SEDIMENT
Följande tyder på en intensiv resuspension av sediment i sjön:
• Jämförelse av partikelflöden till sjön:
- Bruttosedimentationen i sjön är MIN ≈ 1400 ton/a och ORG ≈ 250 ton/a.
- Tillförseln av sediment från Turingeån är enbart MIN≈140 ton/a och ORG ≈ 60 ton/a.
- Tillkommer sedimentationen av ORG från primärproduktionen i sjön.
- Det tyder på att 90% av sedimenterande minerogent material härrör från källor i sjön, ffa resuspension av sediment.
• Vertikalprofiler av Cs-137 på ackumulationsbottnar visar en fortsatt kontaminering av sedimenterande partiklar fram till idag, trots att både primär- och sekundärtillförseln av Cs-137 till sjön utifrån idag är försumbar. Profilerna tyder på att resuspension av kontaminerat sjösediment utgör en betydande andel av sedimentationen (minst 2/3).
• Koncentration och sammansättning av SUSP i vatten tyder på periodisk vindinducerad resuspension:
- Trots sedimentation av partiklar i sjön (som är mycket effektiv, se SEDIMENTATION OCH SJUNKHASTIGHET) så är mängden suspenderat material i utloppet ibland större än i inloppet.
- Den relativa variationen i mängden suspenderat material är mycket större i utloppet (≈sjön) än i inloppet (ffa 1989, året utan entreprenad), trots stora flödesvariationer i inloppet.
- Skillnaden i andelen minerogent (eller organiskt) material mellan in- och utloppets partiklar är försumbar 1989 och liten 1995, trots att sedimentation kan väntas vara effektivast för minerogent material (se SEDIMENTATION OCH SJUNKHASTIGHET), och trots ett potentiellt tillskott av organiska partiklar genom primärproduktion i sjön.
• Nytillkomna mätningar av sedimentationen medelst sedimentfällor visar som väntat en enorm skillnad mellan sommar och vinter (under is) trots liknande vattenflöden i Turingeån, och bekräftar att minst 90% av sedimentationen utgörs av resuspenderat material (Fig. 2).
MASSBALANS AV PARTIKLAR I SJÖN
• Jämförelse av partikelflöden till och från sjön (vattnet) tyder på en skenbar obalans av flöden genom sjön:
- Fastläggningen på sjöns ackumulationssediment (50% av sjöns yta) är MIN ≈ 700 ton/a och ORG ≈ 125 ton/a.
- Utförseln av sediment med Turingeån nedströms är MIN ≈ 50 ton/a och ORG ≈ 50 ton/a.
- Tillförseln av sediment från Turingeån uppströms är dock enbart MIN≈140 ton/a och ORG ≈ 60 ton/a.
- Med andra ord fattas långtidskällor av sediment motsvarande MIN ≈ 600 ton/a och ORG ≈ 115 ton/a.
• ORG kan tillföras sedimentet genom intern bioproduktion. Den kan väntas bidra till sedimentationen av organiskt material med PROD ≈10-100 ton/a i grova drag. Produktionen av kiselalger kan tänkas bidra också till sedimentation av MIN, men bidraget borde vara mindre än 100 ton/a även om kiselalger dominerar algproduktionen, eftersom MIN ≈ ORG i kiselalger.
• Stora mängder MIN kan således enbart tillföras via stranderosion. Det saknade tillskott på MIN ≈ 600 ton/a skulle, fördelad över en strandlinje på ≈ 10 km, kunna förklaras med en årlig erosion per strandmeter på ≈ 60 kg m-1 a-1. Det motsvarar erosionen av en "korv" av mark med en diameter på ungefär 20 cm runt sjön, och liknar erosionen i Turingeån som är ≈ 35 kg m-1 a-1 (se TURINGEÅN). Samtidigt med erosionen av MIN tillförs även ORG från mark, troligen ungefär 10-100 ton/a.
• Flöden av partikulärt ORG är komplexa. För att ORG i PROF ska kunna hålla sig konstant över lång tid och samtidigt vara lägre än ORG i tillflödets partiklar trots tillskott av PROD, måste en del av ORG i inflödet ta en annan väg än MIN. En rimlig förklaring är att ORG sjunker mycket långsammare och på så vis har en större sannolikhet att hamna i utloppet (där ORG mycket riktigt utgör en större andel av SUSP). En annan förklaring är att ORG kan brytas ner på vägen till sedimentet eller till utloppet.
EROSION AV MOBILA SEDIMENT
• Resuspension kan kvantifieras utifrån sedimentfastläggningen, som kan antas vara densamma som ackumulationen på djupa bottnar där resuspensionen är minimal (≈0.75 cm/a i PROF-ACK som utgör 50% av sedimentytan).
• En del sediment tillförs från Turingeån (minerogen TS motsvarande 0.2 cm/a i PROF-ACK), medan uttransporten är hälften så stor.
• Eftersom mobila bottnar där resuspension kan äga rum (MYNN, LITT, PROF-ERO, PROF- TRA) utgör hälften av alla bottnar, kan den årliga minimala bruttoresuspensionen (erosionen) på mobila bottnar uppskattas till motsvarande 0.65 cm/a, eller något mindre eftersom partikelkoncentrationen (sedimentdensiteten) är högre där än i PROF-ACK.
• Denna minimala bruttoresuspension motsvarar en resuspension följd av "målsökande" direkt sedimentation på ackumulationsbottnar, vilket är osannolikt.
• Resuspension kan kvantifieras utifrån den sannolika bruttosedimentationen, som kan antas vara densamma som ackumulationen på djupa bottnar där resuspensionen är minimal, dvs
≈0.75 cm/a i hela sjön.
• En del sediment tillförs från Turingeån (minerogen TS motsvarande 0.1 cm/a i hela sjön).
• Eftersom mobila bottnar där resuspension kan äga rum utgör hälften av alla bottnar, kan den årliga bruttoresuspensionen (erosionen) från mobila bottnar uppskattas till motsvarande 1 . 3 cm/a, eller något mindre eftersom partikelkoncentrationen (sedimentdensiteten) är högre där än i PROF-ACK.
• Det förutsätter att allt resuspenderat sediment fördelas jämt över sjön innan det sedimenterar igen.
• Vid ojämn spridning (sedimentation nära erosionsplatsen) måste bruttoresuspensionen vara ännu större för att kunna förklara sedimentfastläggningen i PROF-ACK.
• Detsamma gäller om även PROF-ACK drabbas av viss resuspension, vilket vissa data tyder på (se BRUTTOSEDIMENTATION). Även i detta fall syns enbart en del av resuspensionen som sedimentfastläggning i PROF-ACK, som då inte återspeglar hela bruttosedimentationen.
• Sedimentresuspensionen måste balanseras genom stranderosion. Markpartiklar som är relativt tunga hamnar troligen i strandzonen varifrån de först efter upprepad resuspension hamnar på ackumulationsbottnar. Om dessa partiklar istället skulle sedimentera jämnt i sjön, så hamnade hälften direkt på ackumulationsbottnar. Eftersom det skulle kunna förklara hela den observerade bruttoackumulationen, finns det inget utrymme för resuspension av gamla sediment. Det är ytterst osannolikt, bland annat eftersom PROF då skulle vara betydligt mindre kontaminerat med Hg.
• Den relativt låga Hg-koncentrationen i strandsediment jämfört med övriga sediment och partiklar tyder på en utspädning med både ORG och MIN, vilket bekräftar att sedimenttillförsel från stranderosion är betydande. Skillnaden i Hg-koncentrationen mellan olika bottnar upprätthålls i ett dynamiskt system, vilket tyder på att förflyttningen av strandsediment mot djupare bottnar är mycket långsam och troligen inte sker förran efter upprepad resuspension, vilket också ökar betydelsen av sedimentresuspension ytterligare.
KÄLLOR AV ORGANISKT MATERIAL (FIBERUTSLÄPP)
• Vertikalprofiler av ORG i PROF visar att djupa sediment innehåller omkring 9% ORG, medan ytliga sediment håller en halt på 15% (Persson 1996a, 1996b). Ökningen är tydlig och sker en bit under sedimentytan, och i sedimentet nära mynningen sker den på flera decimeters djup (fiberbank). Ökningen kan mestadels tillskrivas utsläpp av fibermassa (vars nedbrytningshastighet är försumbar), även om ett visst bidrag kan härröra från andra utsläpp av organiskt material samt gödning (eutrofiering).
• Utgående ifrån att det minerogena flödet har varit konstant kan man kvantifiera den antropogena påverkan på sedimentet. Den kan uttryckas dels som relativ ökning (0.15/0.85- 0.09/0.91 ≈ +65%), dels som absolut koncentrationsökning (+6%), dels som flöde till PROF (+0.10 kg/m2a) eller till hela sjön (+50 ton/a).
• I vertikalprofiler i PROF följer ORG både utsläppshistoriken och Hg-kontamineringen (se Hg I PROFUNDALSEDIMENT, FLÖDEN AV PARTIKULÄRT Hg I SJÖVATTNET). Det verkar rimligt att koppla ökningen till tillskottet av utsläppt fibermassa, vilket gör det möjligt att beräkna andelen antropogent ORG samt mängden av fibermassa i sjön.
• En snabb ökning av ORG från 12 till 15% på 1960-talet och den samtidiga ökningen av Hg/ORG kan tolkas som att minst 20% av dagens profundalsediment utgörs av utsläppta fibermassor.
• Den totala ökningen av ORG/TS från 9 till 15% tyder på att hela 40% av ORG är antropogent betingat, förutsatt att den naturliga nedbrytningen av ORG är försumbar.
• Mängden fibermassa i sjön kan beräknas till 1000 ton om enbart den senaste snabba ökningen av ORG beaktas, men kan vara 2000-3000 ton totalt, om eutrofieringens bidrag till dagens ORG och den naturliga nedbrytningen av ORG är försumbara.
• Dessa mängder kan jämföras med Turingeåns och dammarnas fiberinnehåll, som kan uppskattas till minst 500-1000 ton, dvs samma storleksordning. Detta baseras på ett uppskattad förråd på c:a 2000 ton ORG totalt (30000 m3 med TS ≈ 30%, ORG/TS ≈ 20%, ORG/vol ≈ 6%;
Huononen 1991, Hasselrot 1970), varav ≈2/3 förefaller vara naturligt sediment utifrån utspädningen av Hg/ORG från ≈150 till ≈50 ppm (se PRIMÄRKÄLLAN). Samma fibermängd erhålls om man utgår ifrån att ORG/TS i finsediment utan fibermassa hade varit detsamma som i recipienten nedströms (PROF) före 1965 (ORG/TS ≈ 12%) till skillnad från dagens ORG/TS ≈ 20% i dammen. Observera att andelen och mängden fibermassa i dammarna kan ha varit större under 1960-talet, även om inga observationer tyder på det.
• Turingeåns fiberinnehåll och den senaste ökningen av ORG i sjösediment är av samma storleksordning, vilket gör att ökningen mycket väl skulle kunna förklaras med ett dammbrott vid Vidbynäs (se även REKONSTRUERAD UTSLÄPPSHISTORIK).
• Tillsammans med sjöns låga kontaminering med Hg och fibermassa före 1965 tyder jämförelsen av dessa mängder också på att dammarna i Turingeån har varit rätt effektiva fällor för fibermassor (liksom för Hg).
Hg I BIOTA
Hg I GÄDDA
• För gädda redovisas den sedvanliga Hg-koncentrationen i muskel hos individer med en vikt på 1 kg. Värdet kallas HgGÄDDA och redovisas i ppm = mg/kg VS.
• HgGÄDDA i Turingen har länge legat stadigt omkring 2 ppm (Sonesten 1993, Andersson 1996 och andra källor):
HgGÄDDA Yngern Turingen Lilla Turingen Sundsörsviken
1968 (2.5)
1976 1.6
1978 1.9
1980 2.1
1986 2.2 2.3
1991 0.55 1.5? 2.3
1992 2.4?
1996 (0.5?) 2.0 (2.0?) (0.35?)
• Variation i tiden: En viss ökande tidstrend kan skönjas i Turingen, men för fortsatta beräkningar antas HgGÄDDA idag vara omkring 2 ppm i båda delsystem och inte ändrat sig nämnvärt under de senaste 10 åren.
• Variation mellan sjöar: HgGÄDDA antas idag vara ungefär 0.5 ppm i Yngern (uppströms), ungefär 2 ppm i hela Turingen (se ovan), och uppskattningsvis 0.3-0.4 ppm i Sundsörsviken (nedströms). HgGÄDDA i Yngern var 1991 förvånansvärt högt jämfört med andra organismer i samma sjö 1996 (Andersson 1996).
• Något lägre halter omkring 1.5 ppm observerades 1991 i Turingen, medan halterna i Lilla Turingen låg kvar över 2 ppm. Om fisk kan förflytta sig mellan sjöar, kan det leda till förhöjd variation mellan individer och år. Den stora haltspridningen mellan individerna i Turingen det året skulle, om värdena inte är felaktiga, kunna tolkas som en invandring av mindre kontaminerad gädda. Inga uppgifter talar för en förändrad Hg-belastning under denna period, och sedimentprofiler av Hg och Hg/ORG tyder på tämligen konstanta förhållanden sedan 1980.
• Bakgrundsvärden av HgGÄDDA i en näringrik sjö nedströms en stor sjö kan väntas ligga mellan 0.15-0.5 ppm, kanske omkring 0.3 ppm.
• Detta tyder på att kontamineringsfaktorn är KONT 7 (4-15) för gädda.
Hg I ABBORRE
• För abborre redovisas Hg-koncentrationen i muskel hos små individer med en längd omkring 10 cm och en ålder på 1-3 år. Värdet kallas HgABB och redovisas i ppm = mg/kg VS.
• HgABB har undersökts i tre sjöar i oktober 1991 (Björklund 1992) och i tre sjöar i juni 1996 (Andersson 1996), dvs under olika årstider.
HgABB Yngern Turingen Lilla Turingen Sundsörsviken
1991 ? 0.7 0.6 0.09
1996 0.055 0.4 0.3 ?
• Lägre HgABB redovisas för juni 1996 jämfört med oktober 1991. Orsaken är oklar, liksom för variation av HgGÄDDA (se ovan). Tillkommer variationer i storlek, årstid mm som kan spela roll (Meili 1991a). Det kan vara förhastat att tolka nedgången som ett tecken på naturlig tillfriskning.
• En minimal skillnad finns mellan Turingen och Lilla Turingen, medan båda skiljer sig tydligt från både Mälaren och Yngern. HgABB visar således liknande förhållanden mellan sjöar som HgGÄDDA.
• Detta tyder på en kontamineringsfaktor KONT 7 för abborre.
Hg I EVERTEBRATER (BOTTENFAUNA OCH ZOOPLANKTON)
• För evertebrater redovisas Hg-koncentrationen i samlingsprover av hela djur i ppm = mg/kg TS.
• Hg-halter i Turingens bottenfauna (enbart enstaka prover 1991, Ekström 1992) visar följande kvoter mellan HgBF (TS) och HgGÄDDA (VS):
Asellus (i utloppet, i inloppet) ≈0.1, 0.2 Chironomidae (i profundalen) ≈0.3 (= Chironomus plumosus?)
En ny undersökning (Andersson 1996) visar följande kvoter:
Asellus (i sjön) 0.22
Chironomus plumosus 0.24
• Våra egna undersökningar av Hg-halter i bottenfauna i 8 skogssjöar (Parkman & Meili 1993) visar följande typiska kvoter mellan HgBF (TS) och HgGÄDDA (VS):
Asellus ≈0.2
Chironomus sp. ≈0.5
Procladius ≈0.15
Chaoborus ≈0.1
Bland chironomider kan halterna variera dramatiskt mellan olika arter inom samma sjö:
Cryptochironomus ≈0.05
Procladius ≈0.15
Chironomus ≈0.5
Stictochironomus och Sergentia >1
• Jämförelsen tyder på att förhållandena i Turingens bottenfauna inte skiljer sig nämnvärt från andra sjöar.
• Kontamineringsfaktorn i Turingens bottenlevande evertebrater är således av samma storleksordning som i fisk (KONT ≈ 7), trots att det rör sig om potentiellt högexponerade detritusätare som vattengråsugga (Asellus) och fjädermyggslarver (Chironomus plumosus), och trots att omgivande sediment åtminstone för chironomider är hög-kontaminerad (KONT för Hg/ORG ≈ 25-30). En möjlig förklaring för de förhållandevis låga halterna i chironomider är att Chironomus plumosus inte äter genomsnitts-sediment, utan en blandning med färskt material på sedimentytan (jf. studier i Erken). Kontamineringsfaktorn i färskt material kan antas vara betydligt lägre än i sediment (jf. Hg I VÄXTPLANKTON). Littoralsediment där Asellus håller till har en KONT ≈ 7, dvs samma som djuren.
• En liknande jämförelse, som nyligen genomförts (Andersson 1996) och som även inkluderar zooplankton, tyder på KONT ≈ 6 (4-9) baserat på flera typer av fisk och evertebrater insamlade 1996 och med samma näringsrika sjö som referens.
• Samma studie tyder på att KONT hos både bottenfauna och zooplankton i Lilla Turingen enbart är hälften av Turingens, medan skillnaden var betydligt mindre för abborre och mört.
Jämför HgGÄDDA ovan.
• Artsammansättning av bottenfaunan: Det kan anses vara typiskt för en sjö som Turingen att profundalfaunan är rik på Chironomus plumosus (liksom i den liknande men okontaminerade sjön Erken). Chaoborus är också vanligt förekommande i vatten med liknande vattenkvalitet. Orsaken till det avvikande bottenfaunasamhälle i Turingens profundal 1991 vid en jämförelse av olika sjöar i Turingeåsystemet (Ekström 1992) kan vara att alla andra sjöar provtogs på grundare bottnar, Yngern och Sundsörsviken kanske till och med på erosionsbottnar (jf. stationernas utsatta läge och sjöarnas storlek). Profundalbottnar är vanligen artfattigare än grundare bottnar. Individtätheten i Turingen verkar vara densamma som i andra sjöar. Det finns med andra ord inga tydliga tecken på en störd bottenfauna, vilket också stöds av en nyare undersökning (Lingdell et al. 1996).
Hg I VÄXTPLANKTON
• Sommartidens SUSP med Hg/ORG ≈ 0.5 ppm kan antas representera växtplankton med inslag av kontaminerat sediment med Hg/ORG.
• Naturliga halter i växtplankton ligger ofta mellan 0.01 och 0.1 ppm.
• Det innebär att basen på Turingens planktonsamhälle är avsevärt kontaminerat. En exakt kontamineringsfaktor är svår att ta fram, men den kan mycket väl vara densamma som för gäddan, dvs KONT ≈ 7.
JÄMFÖRELSER
• En preliminär slutsats är att kontamineringsfaktorn är av samma storleksordning för alla organismer i sjön, oavsett habitat. Det tyder på att sjöns näringsväv befinner sig i samma inbördes jämvikt som i liknande men okontaminerade sjöar, men är 7 gånger mer kontaminerad. En ny undersökning i Turingen (Andersson 1996) redovisar en begränsad variation i medel-KONT mellan olika organismer i samma sjö (ungefär en faktor 2 upp eller ner).
• En jämförelse av kontamineringsfaktorer tyder på att sjöns näringsväv befinner sig i jämvikt med Hg-kontamineringen i sjöns ytliga vatten och strandsediment, men inte med profundalsediment. Det skulle betyda att den stora mängden Hg i profundalsediment med sin höga KONT 25-30 inte är biologiskt relevant, och att den har en begränsad biotillgänglighet eller på annat sätt inte står i direktkontakt med näringsväven.
• 1991 var Hg i märlor (Gammarus) lika hög i ån nedströms Turingen som i ån uppströms, och Hg i Asellus var lägre nedströms. En bidragande orsak till att halterna minskar nedströms i den stationära faunan trots sjöns kraftiga kontaminering kan vara den biologiska utspädningen av Hg med organiskt material på väg genom den näringsrika sjön.
• Konstanta eller avtagande halter på väg nedströms ännu 30 år efter att utsläppen upphört tyder på att kontamineringen är högst närmast källan trots kontinuerligt vattenflöde, vilket bekräftar att den kraftiga Hg-kontamineringen fortfarande har en mycket begränsad spridning, och att den idag sprider sig mycket långsamt (se även FLÖDEN AV PARTIKULÄRT Hg I SJÖVATTNET).
Hg I SJÖVATTEN
• Koncentrationen av total-Hg i Lilla Turingens utlopp 1995 varierade mellan 2-9 ng/l på våren och försommaren medan vattenflödet var högt, och minskade sedan till i regel 0.8-2 ng/l under sommaren, och 1.7-2.7 ng/l fram till årsslutet (Huononen 1997). Dessa halter kan anses representativa för sjövattnets ytskikt. Under 1996 varierade total-Hg mellan 1.8-5.7 ng/l, och merparten förelåg inte oväntat i partikulär form (Fig. 3).
• Om man bortser från vårens värden är detta en lägre koncentration än i okontaminerade skogssjöar (medelvärde ≈3 ng/l sommartid, Meili et al. 1991) vilket är anmärkingsvärt. Koncentrationen är dock högre än i andra näringsrika sjöar och i stora sjöar (≈1 ng/l, Meili 1997).
• Mätningar under 1996 tyder dock på att total-Hg i Turingens ytvatten är betydligt högre än i Lilla Turingens utlopp, ≈5-20 ng/l (Fig. 3). Anledningen är sannolikt en större resuspension av kontaminerat sediment än i den mindre vindpåverkade Lilla Turingen, i kombination med ett 3 gånger mera kontaminerat ytsediment (Persson 1996b).
0.01 0.1 1 10 100
24. Yngern utlopp 25. Ströpstadammen utl. 26. Inlopp Turingen 28. Turingen yta 30. Lilla Turingen utlopp 31. Mälaren yta
96-07-17 96-08-13 96-09-24 96-11-06
Hg (ng/L)
Hg-tot Hg-löst MeHg-tot MeHg-löst Susp (mg/L)
?
24. Yngern utlopp 25. Ströpstadammen utl. 26. Inlopp Turingen 28. Turingen yta 30. Lilla Turingen utlopp 31. Mälaren yta 24. Yngern utlopp 25. Ströpstadammen utl. 26. Inlopp Turingen 28. Turingen yta 30. Lilla Turingen utlopp 31. Mälaren yta 24. Yngern utlopp 25. Ströpstadammen utl. 26. Inlopp Turingen 28. Turingen yta 30. Lilla Turingen utlopp 31. Mälaren yta
Figur 3: Koncentrationen av olika fraktioner av Hg och MeHg (ngHg/l) i ytvatten längs vattensystemet under 1996, och suspenderat material (mg/L) för jämförelse. Obs: log-skala.
Hg (ng/L)
Djup (m)
0 1 2
3 4
5 6 7
8 9
0 2 4 6 8
Hg-löst Sommarskiktning:
Hg-löst Höstomblandning:
MeHg-löst
MeHg-löst
Figur 4 Halter av löst Hg och MeHg i Turingens olika vattenskikt under olika årstider 1996.
Observera anrikningen av framför allt metylkvicksilver i bottenvattnet under sommarstagnationen, men också att den sedan försvinner under höstcirkulationen utan att leda till någon märkbar förhöjning i ytvattnet. Prover som togs i olika delar av sjön nära botten redovisas på olika djup: 7.5 m = närmast inloppet, 8 m = närmast utloppet, 9 m = centrala delen.
• Halterna i tillrinnande vatten var mycket högre än i sjön under hela året, vilket talar för en effektiv fastläggning av Hg i sjöns sediment. Inget tyder på att entreprenadverksamheten uppströms under sensommaren 1995 skulle ha påverkat halterna i utloppet (≈sjön) med förhöjda halter under saneringsarbetet, eller minskande halter efter saneringen (Huononen 1997).
• Förutom med resuspension kan förhöjda halter i sjön under våren och i viss mån under hösten (Huononen 1997 och samtidigt insamlade sjödata) förklaras med att tillfört Hg inte hann sedimentera pga av vårcirkulationen i kombination med en hög vattenföring genom sjön (vattnets uppehållstid under våren är ≈2 månader, till skillnad från sommaren och vintern då uppehållstiden är ≈8 månader, se HYDROLOGI). Frigörelsen av löst Hg under isen är troligen av underordnad betydelse, i likhet med en amerikansk studie av en eutrof Hg-kontaminerad sjö som visar enbart en kortvarig fördubbling av sommarens halter under våren (i Porcella et al.
1995).
• Samma amerikanska studie tyder på att hälften av sjövattnets Hg föreligger i löst form under hela året utom på våren då partikulärt Hg dominerar. Andelen partikulärt Hg i näringsfattiga sjöar är vanligtvis något lägre (Meili et al. 1991, Watras et al. 1995, Meili 1997). Analyser i Turingens ytvatten 1996 tyder däremot på att merparten av total-Hg föreligger i partikulär form.
• Ett rimligt flödesvägt medelvärde för total-Hg för transportberäkningar i Turingens sjövatten är 6 ng/l, varav över hälften i partikulär form. Värdet stöds av beräkningar baserade på mätningar av SUSP, ORG i SUSP, Hg/ORG i sediment, och löst Hg.
Hg I SUSPENDERAT MATERIAL
• Mätningar av suspenderat material (totalt och organiskt) ger ett motsvarande värde för SUSP ≈ 5 mg/l i Turingens ytvatten, varav en tredjedel organiskt. Föroreningsgraden av suspenderade organiska partiklar i utloppet blir då Hg/ORG 2-5 ppm som flödesvägt årsmedelvärde. Det stöds av Hg/ORG i Lilla Turingens ytsediment som ligger på ≈5 ppm (Persson 1991b), och av sedimentfällor som 1991 visade ≈3 ppm (Björklund 1992).
• Under stagnationsperioder, då Hg ≤ 2 ng/l (≈hälften partikulärt?) och SUSP ≈ 3 mg/l (varav drygt hälften organiskt), kan det bli en minskning till partikulärt Hg/ORG 0.5-2 ppm . Detta kan vara ett mera relevant värde för bioupptaget i sjön än årsmedelvärdet som utgörs till stor del av resuspenderade sediment utan större näringsvärde.
Hg LÖST I VATTNET
• Den lösta mängden av Hg i Turingens ytvatten kan uppskattas utifrån beräkningarna ovan till ≈ 1-2 ng/l, vilket numera har bekräftats av direkta mätningar efter filtrering (Fig. 4). Utifrån ORG
≈ 10-15 mg/l (TOM ≈ 15 mg/l, se ovan, mestadels löst) kommer man fram till Hg/ORG 0.1 ppm i den lösta fasen.
• Medelvärdet i okontaminerade skogssjöar är för löst Hg/ORG ≈ 0.1 ppm och för HgGÄDDA
≈1.4 ppm (Meili et al. 1991), dvs båda är i samma storleksordning som i Turingen, vilket är anmärkningsvärt. Dessa skogssjöar skiljer sig dock i karaktär från Turingen och andra näringsrika slättlandssjöar. Observera att praktiskt tagt allt löst Hg är bundet till löst organiskt material i båda typer av sjöar (Meili 1997).
• Alla värden för Hg/ORG i vattnet kan jämföras med sedimenterade partiklar (PROF) som håller Hg/ORG 16 ppm (se Hg I SEDIMENT). En mera ingående jämförelse visas nedan (se VERTIKALPROFIL AV Hg OCH MeHg).
MeHg I VATTNET
• Samma beräkningar kan nu också göras för metylkvicksilver utifrån nya mätningar (Fig.
4). Dessa ger MeHg/ORG 0 . 0 2 - 0 . 0 8 p p m i S U S P , och 0 . 0 0 3 - 0 . 0 1 5 p p m i l ö s t fas. Det innebär att MeHg utgör ungefär 2-10% av Hg b å d e i S U S P o c h i l ö s t f a s . MeHg i den lösta fasen behöver dock inte vara helt bundet till ORG, till skillnad från Hg (Meili 1997).
• Intressant är att MeHg/ORG i SUSP har ungefär samma värde i Lilla Turingen som i Turingen, till skillnad från Hg som är 3 gånger lägre. Det stämmer överens med mönstret för Hg-halter i djur (se ovan), och tyder på (1) att MeHg är bundet till lätta eller simmande organiska partiklar såsom levande plankton, (2) att Hg-halterna i organismer inte styrs av halterna i djupa sediment utan av halterna i grunda sediment och processer i vattenpelaren (se nedan).
• Levande växtplankton kan antas bidra med 1-2 mg/l till ORG i SUSP (jf Meili 1992). Om man antar att allt MeHg i SUSP sitter bundet till växtplankton så blir dess MeHg/ORG ≈
MeHg/TS ≈ 0.1 ppm. MeHg utgör då c:a 20% av Hg i växtplankton (se Hg I VÄXTPLANKTON), vilket stämmer överens med mätningar i andra sjöar (Watras et al. 1995, Meili 1997).
• MeHg/ORG i växtplankton kan jämföras med gäddans MeHg/ORG ≈ 10 ppm (HgGÄDDA = Hg/VS ≈ 2 ppm, MeHg/Hg ≈ 100%, ORG/VS ≈ 20%). Den 100-faldiga skillnaden visar tydligt den dramatiska anrikningen av MeHg i näringskedjor.
Hg OCH MeHg I SYREFRITT BOTTENVATTEN
• I bottenvattnet är halterna av MeHg framför allt under sommaren mycket varierande, även uttryckt som andel av total-Hg: i löst fas 1-15% under hösten men hela 30-90% under sommaren, i partikulär fas 0.3-1.2% under hösten men 1.5-15% under sommaren (jf Fig. 4).
Ett rimligt antagande är att liknande värden gäller för ytsedimentet. MeHg/Hg ≈ 1% är typiska värden i många andra sediment (Meili 1997).
• Jämför man SUSP i bottenvatten med SUSP i stagnerande ytvatten med avseende på MeHg/Hg, så ser man att andelen MeHg är mycket högre i bottenvatten under sommaren, men däremot lägre under hösten.
• Anrikningen av MeHg i syrefritt bottenvatten sammanfaller med syrebrist och med en tydlig vertikal anrikning av Fe, Mn, och en rad andra ämnen. Det framgår att en rad ämnen (P, Mn, Fe, Al) anrikas även gentemot inloppet, liksom Hg och framför allt MeHg. Mn är dock det enda som ökar lika dramatiskt som MeHg. Mn har tidigare observerats att vara korrelerat med anrikningen av MeHg (Porcella et al 1995).
Turingen 1996 SUSP ORG Si P N
mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l
Inlopp 5-12 10-(>15) 2-5 0.01-0.08 0.3-1.1
Ytvatten 2-7 12-16 0.1-0.8 0.02-0.04 0.3-0.5
Syrefritt bottenvatten 8-25 <15-18 2.5-3 0 . 1 - 0 . 8 0.9-1.8
Turingen 1996 ABS Färg Al Fe Mn
420nm/5cm mgPt/l mg/l mg/l mg/l
Inlopp 0.05-0.5 10-160 0.01-0.5 0.1-1.2 0.03-0.07
Ytvatten 0.05-0.15 15-40 0.03-0.1 0.1-0.3 0.02-0.05
Syrefritt bottenvatten 0.2-0.8 30-160 0 . 3 - 1 . 1 0 . 7 - 4 0 . 4 - 1 . 0 Turingen 1996 HgLöst HgPart MeHgLöst MeHgPart
ng/l ng/l ng/l ng/l
Inlopp 2-7 1-(>20) (0.1-1.5) (0.1-1)
Ytvatten 1.1-1.8 4-14 0.05-0.16 0.06-0.4
Syrefritt bottenvatten 3-7 40-110 0 . 6 - 6 0 . 5 - 1 3
• Si i ytvattnet är mycket lägre än i inloppet, vilket tyder på en kraftig utarmning i sjön. Däremot håller bottenvattnet ungefär samma koncentration som inloppsvatten. Utarmningen av Si sker antingen genom en intensiv produktion av kiselalger i sjön som binder löst Si, eller genom en utfällning av Si som tillförts partikulärt i minerogena markpartiklar. I vilket fall så härrör Si från Turingeån, eftersom Turingens inlopp håller mycket mer Si än Yngerns utlopp strax uppströms (0.3-0.6 mg/l), och verkar tillföras någonstans mellan Ströpstadammen och sjön tillsammans med salter, näringsämnen och metaller.
• Man kan också jämföra den relativa anrikningen av olika ämnen mellan botten- och ytvatten: N
Fe (≈10x), varvid både N och P föreligger till drygt hälften i lösta oorganiska former.
Anrikningen av Si ligger mittemellan (liksom ABS och Färg), medan Mn visar den mest extrema anrikningen (≈20x).
• I proverna med de mest extrema Hg- och MeHg-halterna syns en tydlig nedgång i sulfatkoncentrationen, vilket tyder på sulfidbildning. Det är ackompanjerad av extremt höga halter av Fe, men mindre kraftigt förhöjda för Mn och inte alls för Si, vilket skulle kunna tyda på järn och sulfid som huvudaktörer för både oorganiskt och metylerat kvicksilver, framför allt när det gäller de partikulära formerna.
• Det är anmärkningsvärt att i syrefritt bottenvatten uppträder Hg huvudsakligen i partikular form, Fe och MeHg i varierande grad, men Mn huvudsakligen i löst form. Det talar också för att Mn inte spelar någon direkt roll.
Hg I GASBUBBLOR
• Hg-avgången med gasbubblor som frigörs från fibersedimenten utanför mynningen. Ett försök att kvantifiera Hg-avgången med gasbubblor har nyligen gjorts med gasfällor som exponerats c:a 0.5 m ovanför sedimentytan på olika djupområden (Skarp 1998).
• Resultaten är något svårtolkade, eftersom (1) sjövatten med 1000 gånger högre Hg- koncentration än gasen hade trängt in i fällorna, (2) höga sulfidhalter kan ha stört Hg-analysen, och (3) gasfällorna exponerades under minst en månad med eventuella jämviktningsreaktioner som följd.
• Den uppmätta Hg-koncentrationen i gasfas uppgick till 3, 17 och 5-188 ng/m3, vilket ligger i samma storleksordning som i andra sjöar, även om det högsta värdet kan återspegla en kontaminering med sjövatten eller andra uppenbara problem med Hg-analysen, medan det lägsta värdet är något lägre än i vatten som jämviktats med luft (c:a 4-8 ng/m3 beroende på temperatur och Hg-halt i atmosfären) vilket inte har observerats i någon annan sjö.
• Gasflödet var mätbar enbart nära mynningsområdet (28-82 ml/m2d) men inte i centrala delen.
Med hänsyn tagen till temperaturberoende tyder detta på en årlig gasavgång på 0.01 m3/m2a nära mynningsområdet och försumbar gasavgång i resten av sjön.
• För hela sjön innebär detta en Hg-avgång på 0.01-0.1 g/a, dvs betydligt mindre än den Hg- avgången från ytvattnet (1-10 g/a, se Hg-AVGÅNG TILL ATMOSFÄREN) som sker i alla sjöar och utan bubbelbildning.
Hg I SEDIMENT
Hg I PROFUNDALSEDIMENT Okontaminerade sjöar
• Ytligt profundalsediment från Yngern 1969 visar en Hg/ORG 0.7 ppm (Hasselrot 1970), vilket är det typiska värdet för ett sediment i en "naturlig" oligotrof sjö i Mellansverige (Meili et al. 1991). (Ett något lägre värde kan väntas i en eutrof sjö).
• En jämförelse mellan profundalsediment och mera minerogent littoralsediment från samma studie (Hasselrot 1970) tyder som väntat på att minerogent material i samma sjö enbart innehåller minimala mängder Hg (≈0.01 ppm), vilket illustrerar den stora skillnaden i bindningsförmåga mellan organiskt och minerogent material. Detta är också en av många indikationer på att det är en rimlig förenkling att basera jämförelser på att allt Hg är bundet till organiskt material. Ett sådant perspektiv ger också möjlighet att direkt jämföra Hg i sediment och i biota.
Turingen
Observerade vertikalprofiler av Hg och ORG i profundalsediment på ackumulationsbottnar 1996 (Persson 1996a, 1996b) visar följande:
• Ytliga skikt (mindre än 10 cm) i profundalsediment visar konstant ORG ≈ 15% och Hg/ORG
≈ 16 ppm.
• Djupare skikt (smal topp i vanligen 15-20 cm djup) visar ORG ≈ 15% och ett maximum på Hg/ORG ≈ 50 ppm. Dessa värden stämmer väl överens med det tidigaste observerade medelvärdet i sjöns ytsediment (0-3 cm) från 1969, och Hg/ORG även med medelvärdet i Ströpstadammens sediment före saneringen (se PRIMÄRKÄLLAN).
• Skikt strax därunder (>25 cm) visar ORG ≈ 12% och mycket lägre Hg/ORG ≤ 5 ppm.
• Utanför mynningsområdet visar de första okontaminerade skikten halter av ORG ≈ 9% och Hg/ORG ≈ 0.3 ppm. Dessa skikt finns i djup på ≈0.5-1.5 m, dvs i betydligt större djup än i övriga PROF.
• Värdet för Hg/ORG ≈ 0.3 ppm är typiskt för okontaminerade sjöar före 1940.
• Praktiskt taget konstanta värden för Hg/ORG i de översta 10 cm i profundalsediment, dvs konstant koncentration i sedimenterande material, tyder på tämligen konstant Hg- koncentration sedan 15 år, även i vattenmassan.
• Alternativa förklaringar av sedimentprofilen bedöms som orimliga:
- En kraftig omblandning av sedimentet ner till ett djup på 10 cm (antingen kontinuerlig genom bioturbation eller periodisk genom resuspension) är osannolik eftersom blandningsdjupet i liknande profundalbottnar sällan överstiger ett fåtal cm.
- Betydande läckage av Hg och diffusiva flöden nerifrån mot sedimentytan (ev. följt av en fastläggning vid sedimentytan) är osannolikt eftersom Hg normalt inte är särskilt mobilt i sediment som innehåller organiskt material.
• Det stöds även av djupare skikt i sedimentprofilen som visar ett Hg-maximum
15-18 cm under sedimentytan med branta gradienter åt båda håll och med en enbart tvåfaldig utspädning av utsläppt Hg/ORG i det mest kontaminerade skiktet jämfört med MYNN som ligger närmast källan, vilket inte skulle vara möjligt efter omblandning med stora mängder rent sediment eller betydande läckage.
• Liksom för Hg har vertikalprofilen av Cs-137 en brant gradient nedåt som tyder på en
sjöar med liknande sedimentationshastighet och sedimentsammansättning (Meili & Wörman 1996). Vidare är Cs-137 koncentrationen nära sedimentytan till skillnad från Hg inte konstant utan visar en gradient, vilket inte är möjligt vid kraftig omblandning av ytsediment.
• Profilerna av Hg och Cs-137 är förskjutna i tiden men har ett liknande utseende, vilket tyder på att det rör sig om pulsutsläpp i båda fall, att tidsförloppet för återhämtningen är liknande, och att bådas omsättning styrs av samma processer via sedimentomsättningen.
För Hg-mängder i sediment hänvisas till KÄLLOR och FÖRRÅD OCH OMSÄTTNING AV Hg I TURINGEN.
Hg I LITTORALSEDIMENT
En kartering (Hjorth 1996) som har kompletterats med uppskattningar av ORG utifrån redovisade vattenhalter visar följande:
• Kontamineringen av ytsediment är idag relativt jämn med Hg/ORG 2-6 ppm i större delen av sjön, vilket tyder på en ganska jämn spridning av kontaminerat material från Turingeån. En svagt avtagande kontaminering från inlopp till utlopp kan skönjas. Djupare sediment under 10 cm är oftast tämligen rena.
• Strandsedimenten i mynningsområdet visar (liksom närbelägna sjösediment) en mycket kraftigare kontaminering med Hg/ORG ≈ 50 ppm. Detta tyder på att även i strandzonen sker en effektiv fastläggning av inströmmande Hg nära mynningsområdet.
• Många sedimentprofiler, tydligast i mynningsområdet, visar avtagande Hg halter uppåt trots grov skiktning (4 cm), vilket tyder på en begränsad omblandning och en kontinuerlig ackumulation av sediment.
• Littoralsediment i mynningsområdet har maxhalter i djupare skikt i samma storleksordning som djupare sediment i mynningsområdet (Hg/TS ≈ 20-30 ppm, Hg/ORG ≈ 100-150 ppm).
Kontamineringen är påtaglig ner till 20 cm, dvs djupare ner än i övriga strandstationer, vilket kan tolkas som en kraftigare ackumulation av sediment nära Turingeåns mynning jämfört med övriga strandzoner.
• Allt tyder på en snabb och effektiv sedimentation av inströmmande tungt material i inflödets närområde (strandnära liksom ute i sjön), medan lätt material sprids mera jämnt i hela sjön.
• Djupare sedimentskikt tyder på att det tidigare fanns en brant gradient med avtagande halter längs sjön: från c:a Hg/ORG ≈ 100 ppm vid Turingeåns mynning till
Hg/ORG ≈ 20 ppm något utanför mynningsområdet till Hg/ORG <2 ppm närmare utloppet .
• Detta tyder på en horisontell omfördelning och utjämning under de senaste 30 åren, vilket i sin tur visar en viss mobilitet av ackumulerat Hg i sjön. Den återspeglar också den väntade
"vandringen" av Hg-"puckeln" nedströms, som dock verkar vara långsam även inom ett horisontellt omblandat system som en sjö. En långsam vandring innebär en lokal fastläggning och begränsad horisontell spridning av Hg, men också en mycket lång återhämtningstid samt en mycket långvarig spridning nedströms.
