Kvicksilver i Turingeå-systemet (Södertälje/Nykvarn ... · Uppsala universitet, Inst. för geovetenskaper, Sedimentologi Förstudie till Projekt Turingen, Nykvarns kommun På uppdrag

Kvicksilver i Turingeå-systemet (Södertälje/Nykvarn):

Systemanalysav tillstånd, trender, omsättning och saneringsalternativ

1965 1995 2025 2055 2085

Markus MeiliUppsala universitet, Inst. för geovetenskaper, Sedimentologi

Förstudie till Projekt Turingen, Nykvarns kommunPå uppdrag av miljö- och stadsbyggnadsförvaltningen i dåvarande Södertälje kommun

1998-05-22pdf-version 2001-04-30

INNEHÅLLSammanfattning . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .1

Hg-omsättningen i hela TuringeåsystemetHg-omsättningen i TuringenPrognoser och saneringsalternativ

Förkortningar . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .3Inledning . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .4

BakgrundSyfteStrategiTack

Grundläggande data. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .6MorfometriHydrologiVattenkemiSedimentfördelningSuspenderade partiklarOrganiskt material i sediment och suspendat

Omsättning av partiklar och sediment . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .9Datering av profundalsedimentBruttosedimentation (sedimentfällor)Källor av suspenderat material i sjövattnetResuspension av sedimentMassbalans av partiklar i sjönErosion av mobila sedimentKällor av organiskt material (fiberutsläpp)

Hg i biota. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .15Hg i gäddaHg i abborreHg i evertebrater (bottenfauna och zooplankton)Hg i växtplanktonJämförelser

Hg i sjövatten . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .18Hg i suspenderat materialHg löst i vattnetMeHg i vattnetHg och MeHg i syrefritt bottenvattenHg i gasbubblor

Hg i sediment . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .23Hg i profundalsedimentHg i littoralsedimentJämvikterHg i mynningsområdets sediment

Hg i sedimenterande material. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .26Sedimentation och sjunkhastighetHg i sedimentfällorKällor av Hg i suspenderat material

Vertikalprofil av Hg och MeHg. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .29Koppling mellan Hg i fisk och sediment . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .30Kontamineringsförloppet . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .31

Dominerar en Hg-puls på 1960-talet ?Rekonstruerad utsläppshistorik för Hg och fibermassa

Källor av Hg i sjön . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .33PrimärkällanTuringeånErosion i mynningsområdetResuspension i Turingen

Förråd, flöden, och omsättning av Hg . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .37Hg-avgång till atmosfärenFlöden och massbalans av Hg i TuringenFlöden av partikulärt Hg i sjövattnetFörråd och omsättning av Hg i Turingen

Systemanalys. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .44Hela TuringeåsystemetTuringens Hg-omsättningBiologiskt upptag

Sanering av Turingeån 1995 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .56Prognoser och saneringsalternativ. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .58

ÅterhämtningstiderReferenser och källmaterial . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .66

Projekt Turingen – Förstudie M. Meili: Systemanalys

1998-05-22, pdf-version 2001-04-30 Sida 1 (67)

SAMMANFATTNING

Modellberäkningar har gjorts rörande kvicksilverföroreningen i Turingeån och sjön Turingenutgående från tillgängligt datamaterial och från rimliga uppskattningar där data saknats.Eftersom Hg främst är bundet till organiskt material av olika slag har föroreningsgraden avorganiskt material studerats speciellt, t ex genom att relatera Hg-mängderna till den organiskafraktionen snarare än hela torrsubstansen i sediment. Målet har varit att få en överblick övertillgänglig information i ett ekosystemperspektiv, samt att använda denna för att göra prognoseroch för att testa olika åtgärdsstrategier.

Hg-OMSÄTTNINGEN I HELA TURINGEÅSYSTEMET

• Hela recipientsystemet uppskattas ha innehållit uppemot 400 kg utsläppt kvicksilver föresaneringsinsatserna i ån 1995. Turingeån med dammar innehöll då ett hundratal kg Hg. Cirka250 kg eller drygt hälften av allt Hg ligger i Turingens sediment, varav cirka 100 kg Hg ellernästan hälften i Turingeåns mynningsområde. Lilla Turingen och Sundsörsviken nedströmshåller vardera ett drygt tiotal kg utsläppt Hg, vilket motsvarar några få procent av allt utsläpptHg som fortfarande finns i systemet. Av detta framgår att stora mängder utsläppt Hg fortfarandeligger 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 ärförsumbar med avseende på förråd och transport och dessutom direkt beroende av denpartikulära fasen kan åtgärder koncentreras på partikulärt Hg i sediment.• Vertikalprofiler av Hg i sediment visar att Hg-halterna i ytsediment har ökat mycket snabbt ochsedan minskat till en bråkdel sedan utsläppskällan stängts. Minskningen skedde framför alltinitialt, 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 nästanoförändrat skick under tre decennier, trots att den primära Hg-tillförseln har stängts och densekundära tillförseln har minskat. Det kan förklaras med en mycket låg mobilitet avsedimentbundet Hg, i kombination med en betydande och kontinuerligt läckande sekundärkällanära ursprungskällan, ffa Turingeån och dess mynningsområde i Turingen.• Den extremt långsamma självreningen av systemet i kombination med en betydande ochkontinuerligt läckande sekundärkälla nära ursprungskällan indikerar att en sanering är angelägenoch kan begränsas lokalt.

Hg-OMSÄTTNINGEN I TURINGEN

• Merparten (80-100%) av inkommande Hg (0.6 kg/år före Turingeåns sanering 1995) fastläggsi Turingens bottensediment. Hg som sedimenterar i sjön härstammar till ungefär 90% frånresuspension (uppvirvling) av sediment inom sjön. Eftersom transporten genom systemet idag istor utsträckning sker i partikulär form, är den mycket långsam pga benägenheten föråtersedimentation, dvs periodvis fastläggning.• Sedimentationen av Hg sedan 1980 kan enbart förklaras med en kontinuerlig frigörelse avstora mängder Hg från det extremt förorenade mynningsområdet, trots att det enbart täcker 4%av sjöarean.


1998-05-22, pdf-version 2001-04-30 Sida 2 (67)

• Hg-halterna i olika djur har samma inbördes förhållande som i andra sjöar, vilket innebär attsjöns näringsvävs-Hg befinner sig i samma inbördes jämvikt som i opåverkade sjöar, även omHg-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 25-30gånger. Samtidigt är det organiska materialet i profundalsediment betydligt mera förorenat än detsom 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 lågtendens att gå i lösning och dessutom skiljer sig i biologisk tillgänglighet från Hg i sjöar utandirekt 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 istorleksordningen 100 år för hela systemet på lång sikt. Återhämtningen av Turingen styrs avden naturliga sedimentövertäckningen, medan enbart ≈0.02% av allt Hg i Turingen årligentransporteras 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 siktoch under förutsättning att även mynningsområdet i sjön saneras.• Sedimentationsförhållandena på djupa bottnar förefaller vara tillräckligt goda för att kunnadeponera muddermassor på sjöbotten, förutsatt att deponins stabilitet framgångsrikt säkras meden gel-armering.• En sanering av sjön kan påskynda återhämtningsförloppet avsevärt. Men även om all planeradsanering genomförs och upp till 98% av allt Hg i systemet avlägsnas eller isoleras, kommer dettroligen 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 ochi strandsediment, samt mängden organiskt material som Hg kan fördela sig på. Det kan därvidvara viktigt att beakta att en sanering sannolikt även reducerar flöden av sedimentpartiklar ochlösta näringsämnen.• Modellberäkningar tyder på att Hg i fisk efter en lyckad sanering enligt de mest långtgåendeplanerna skulle minska mot en naturlig halt med årligen c:a 10% initialt, för att sedan minskalångsammare vartefter resterande Hg-förråd töms eller omfördelas. Hg i 1kg-gädda skulledärför kunna väntas minska till 1 ppm (knappast lägre) under de första 5-10 åren (knappastsnabbare), för att sedan långsamt minska ytterligare till kanske 0.7 ppm under de följande 10åren. Även vid optimal sanering väntas en naturlig halt på omkring 0.3 ppm inte uppnås förränefter 50-100 år.


1998-05-22, pdf-version 2001-04-30 Sida 3 (67)

FÖRKORTNINGAR

TOC totalt organiskt kol i mg/LTOM totalt organiskt material i mg/LPOM partikulärt organiskt material i mg/L

VS våtsubstans i kgTS torrsubstans i kg eller i % av VSORG organiskt material (ofta mätt som glödgningsförlust) i kg/kg TS;

ungefär hälften av ORG utgörs av kol vilket utnyttjas vid beräkningarMIN minerogent material (ofta mätt som glödgningsrest) i kg/kg TS

Hg, Hg/TS kvicksilver, halter oftast i ppm = mg per kg TSHg/ORG kvoten mellan Hg och ORG i ppm = mg Hg per kg ORG,

dvs föroreningsgraden av ORG eftersom det mesta Hg är bundet till ORGHgGÄDDA Hg-halter i 1kg-gädda i ppm = mg Hg per kg VS i muskelHgABB Hg-halter i 10cm-abborre i ppm = mg Hg per kg VS i muskelHgBF Hg-halter i bottenfauna i ppm = mg Hg per kg TS i hela djurMeHg metylkvicksilver

KONT kontamineringsfaktor (föroreningsfaktor):kvot mellan aktuella värden och (naturliga) referensvärden

PROF profundalsedimentPROF-ACK profundalsediment på ackumulationsbottnarPROF-TRA profundalsediment på transportbottnarPROF-ERO profundalsediment på erosionsbottnarLITT littoralsediment i vassområden, exkl mynningsområdetMYNN mynningsområdets sedimentDAMM Ströpsta- och Vidbynäsdammens sedimentÅSED Turingeåns sediment

IN inflödets suspenderade partiklarSUSP sjöns (och utflödets) suspenderade partiklarPROD organiskt material producerat i sjön


1998-05-22, pdf-version 2001-04-30 Sida 4 (67)

INLEDNING

BAKGRUND

Turingeån i Södertälje kommun är ett av Sveriges många vattendrag som är förorenad avkvicksilverutsläpp under 1940-60-talen. Turingeåystemet, framför allt sjön Turingen samtåsträckan mellan källan (Nykvarns pappersbruk) och sjön, har på senare tid varit föremål för enrad undersökningar och pilotförsök med syftet att kartlägga föroreningen och planera lämpligasaneringsåtgärder. Nämnda åsträcka har sanerats genom ett omfattande arbete undersensommaren 1995, samtidigt som intensiva mätprogram och karteringar genomförts. Ensammanställning och syntes av nya och gamla data samt en heltäckande analys och modelleringav 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 ochbiotillgängligheten av kvicksilver i Turingeåns vattensystem i ett helsystems-perspektiv.Rapporten är tänkt som bedömningsgrund för fortsatta utredningar och åtgärder, dvs somhjälpreda 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, samtundersökningar som har genomförts sedan dess. Information har hämtats ur olika rapporter somär tillgängliga på Södertälje kommuns miljö- och stadsbyggnadsförvaltning, samt genommuntliga uppgifter (kontaktperson Ronald Bergman). Dessa data har sedan transformerats påolika sätt för att jämföra olika ekosystemkomponenter och processer genomöverslagsberäkningar, som inte kan göra något större anspråk på precision:• Vissa dataunderlag är mycket tunna eller obefintliga och har därför kompletterats med typiskavärden utifrån andra mätningar eller antaganden utifrån erfarenheter med liknande system ochprocesser.• 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 överbefintlig kunskap, dels för att lämna möjlighet till att kunna korrigera modellberäkningar ochslutsatser vid behov eller vid tillgång till nya data. Av samma anledning presenteras argumentoch beräkningar i stolpform.

En preliminär systemanalys gjordes under 1996 med begränsad tillgång till information. Nyamätdata som kom till under tiden visade sig bekräfta de flesta antaganden och slutsatser. Detinnebär att värdefull kunskap har kommit fram för en liknande systemanalys eller föruppläggningen av fältstudier i andra vattensystem.


1998-05-22, pdf-version 2001-04-30 Sida 5 (67)

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 indirektberoende 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 ijämvikt med total-Hg, även om jämvikten kan variera i tid och rum, eftersom omvandlingenmellan "oorganiskt" och metylerat Hg i regel är mycket snabbare än koncentrationsändringar itotal-Hg.• Den övergripande filosofin för att generera jämförbara värden av Hg-halter är att utgå ifrån detvälkända fenomenet att nästan allt Hg i sjöar är bundet till organiskt material, och att minerogentmaterial enbart innehåller minimala mängder Hg. På så vis kan man skapa ett koncentrationsmåttsom "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), somär kvoten mellan aktuella och bakgrundsvärden i olika delar av systemet. Med bakgrundsvärdenmenas här inte naturliga eller förindustriella värden, utan värden i en sjö av samma typ men utandirekt kontaminering med Hg från en närbelägen punktkälla.• Grundläggande enheter som jämförs är koncentrationer, mängder, och flöden.Koncentrationsgradienter kan ge information om transportriktningen. Kvoter mellan mängderoch flöden kan ge omsättningshastigheter eller uppehållstider. Kvoter mellan koncentrationeroch flöden kan ge transporthastigheter. Jämförelse av koncentrationer och deras kvoter kananvändas 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 tillgåvarken avancerad matematik eller numeriska modeller. Syftet är att kartlägga systemets strukturoch dynamik, information som sedan direkt kan användas för prognosmodeller ochåtgärdsbedömning. Modellering kan på så vis bli mindre spekulativ än vid tillämpning avgenerella modeller, samtidigt som modellkomplexiteten kan optimeras.

Stor möda har lagts på att "filtrera" befintligt dataunderlag som är mycket heterogent, för att tafram representativa värden, dvs värden som kan anses vara typiska och reproducerbara.Avrundade värden eller rimliga skattningar har därför ofta fått ersätta "exakta" aritmetiskamedelvärden eller statistiska parametrar. Gradienter i vertikalled (t ex sedimentets vattenhalt ochHg-halt) och horisontalled (t ex sedimentets tjocklek och Hg-mängd) har utjämnats tillmedelvärden eller ersatts med trappstegsfunktioner.

TACK

Jag vill rikta ett stort tack till Ronald Bergman (Södertälje kommuns miljö- ochstadsbyggnadsförvaltning) för frikostighet med sakuppgifter, öppna diskussioner, samtengagemang och entusiasm. Andy Petsonk (AB Jacobson & Widmark) bidrog medrapportgranskning och värdefulla synpunkter.


1998-05-22, pdf-version 2001-04-30 Sida 6 (67)

GRUNDLÄGGANDE DATA

Här ges en överblick av grundläggande data för Turingeåsystemet, som också ger enuppfattning om Turingens ekologiska struktur och funktion. Beräkningar har delvis baserats påen förenklad systemstruktur och avrundade parametrar.

MORFOMETRI

Följande parametrar har legat till grund för beräkningar (data för Sundsörsviken är ungefärligaoch beroende på vald avgränsning):

Turingen Lilla Turingen SundsörsvikenArea (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, ochavrinningsområdets 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, vilketmotsvarar en specifik avrinning omkring 0.2 m/år. Nettoeffekten av tillrinningen från sjönsnärområde och avdunstningen vid sjöytan antas vara försumbar här.• Vattenflödet genom Turingen har en årstidsvariation som kan uttryckas i % av medelflödet förmånaderna 1-12: 80 80 80 200 200 60 60 60 100 100 100 80. Därvid ska beaktas att bådeinlopp (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 hydrologioch vattenkemi.• Summering av produkter av vattenflöden och ämneskoncentrationer för olika årstider haranvänts för att beräkna flödesvägda årliga transporter av material.

VATTENKEMI

• Grundläggande vattenkemidata visar en stor likhet mellan in- och utloppets vattenkemi, baseratpå 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 ≈ 0.02-0.06Turingen (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 kanändå antas vara tillräckligt representativa för beräkningar.


1998-05-22, pdf-version 2001-04-30 Sida 7 (67)

SEDIMENTFÖRDELNING

• Recenta sediment kan karteras och kvantifieras utifrån sedimentdatering (se DATERING AV

PROFUNDALSEDIMENT), förekomsten av Hg-kontaminering, och erfarenheter från liknandesjöar. En grov karaktärisering utgår ifrån förhållandet mellan ORG och vattenhalt. Resultatetvisas 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 enmedeltjocklek på 0.8 m.• Littoralsediment (LITT) i vasstäckta områden utanför mynningsområdet utgör enligt karteringc:a 3% av sjöns bottnar (jf. Hjorth 1996) och verkar vara grovkorniga, skiktade, och ha enmedeltjocklek på 0.1 m.• Erosionsbottnar (PROF-ERO) utgör c:a 13% av sjöns bottnar (16% av sjön är grundare än 2m enligt den hypsografiska kurvan, men det inkluderar även LITT) och antas hålla sammamaterial 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 hänsyntill branta strandsluttningar uppskattas andelen ackumulationsbottnar med profundalsediment(PROF-ACK) till 50% utifrån den hypsografiska kurvan. Hg-kontamineringen sträcker sig till0.3 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 menmed 4 gånger mindre årlig nettosedimentation vilket krävs för att få samma Hg-mängd med envertikalprofil som likner den i PROF-ACK.

Ackumulations-bottnar

Transportbottnar

Erosionsbottnar

MynningsområdeVäxtbälten

3%13%

30%

50%

4% 80 cm

30 cm

10 cm

2 cm10 cm

BottenareaKontamineratsedimentdjup

5-6 m

2-3 m

10 m

Figur 1: Schematiserad fördelning av kontaminerade sediment på olika bottentyper i Turingen.


1998-05-22, pdf-version 2001-04-30 Sida 8 (67)

SUSPENDERADE PARTIKLAR

• Suspenderat material och partikulärt organiskt material, baserat på flera års vattendata (1989:Länstyrelsen 1994; 1995, 1996: Huononen 1997):

SUSP POM POMmg/l % av SUSP mg/l

Turingen inlopp 1989: ≈ 5 (≈4-6.5) ≈ 50% ≈ 2.5Turingen utlopp 1989: ≈ 6 (≈1.5-15) ≈ 50% ≈ 3Yngern utlopp 1995: ≈ 3 (≈1.3-14) ≈ 50% ≈ 1.5Turingen inlopp 1995: ≈ 10 (≈4-25) ≈ 30% ≈ 3Turingen 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 itillrinnande vatten vilket är värt att notera), däremot var det mindre år 1995, och ungefär lika år1996. 1989 och 1995 var båda ovanligt torra med låga flöden, men de angivna parametrarna kanändå antas vara tillräckligt representativa för beräkningar.• Effekten av entreprenadverksamheten 1995 på dessa värden torde vara minimal, eftersomtopparna inte ingår i räkningen, och eftersom SUSP i inloppet skilde sig mellan åren redaninnan augusti då verksamheten började. Observera att Yngern tömdes under våren 1995 inför deaktuella 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 och30% 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 påackumulationsbottnar, med ORG/TS ≈ 16% (se BRUTTOSEDIMENTATION nedan).• Många områden har sediment med ORG/TS ≈ 20%: resuspenderbara sediment i Turingeån (seTURINGEÅN), medeldjupa sediment i mynningsområdet, sjöns strandsediment (LITT). ÄvenStröpstadammens och Vidbynäsdammens sediment har länge hållit en liknande fastän lokaltvarierande ORG/TS (Hasselrot 1970, Huononen 1991).


1998-05-22, pdf-version 2001-04-30 Sida 9 (67)

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 (NykvarnsBruks utsläpp uppströms började 1946 och slutade 1966, uppenbarligen med högakoncentrationer i sjön i samband med kvicksilverhanteringens nedläggning 1966 och/eller ettdammbrott 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 olikaämnen, dels den antropogena påverkan på sedimentet, genom att jämföra ytliga och djupasediment i en vertikalprofil.• Den resulterande dateringen av hela sedimentprofilen stöds av att observerade Hg-profilerstämmer väl överens med väntade profiler (se FÖRRÅD OCH OMSÄTTNING AV Hg I TURINGEN).

• Bruttosedimentationen kan uppskattas från sedimentdatering på ackumulationsbottnar, underförutsättning att resuspensionen är försumbar där.• Sedimenttillväxten sedan Tjernobylnedfallet av Cs-137 år 1986 motsvarar en sedimentation avMIN ≈ 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 utifrånmätningar med sedimentfällor. Skillnaden tyder på att resuspension kan vara betyandeäven 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 (yta0.0087 m2) placerades c:a 1-1.5 m över botten, oftast c:a 200 m utanför mynningen på ettvattendjup på ≈7 m. Samma mätningar utfördes parallellt i Sundsörsviken.• I genomsnitt har sedimentfällematerialet ungefär samma sammansättning (ORG/TS) somprofundalt finsediment i sjön (Fig. 2), vilket skulle kunna tyda på att sedimentationen dominerasav sedimentresuspension. Skillnaden mellan de två stationerna är i regel också minimal, vilketskulle kunna tyda på att samma material avlagras i hela sjön (se dock Hg ISEDIMENTERANDE MATERIAL).• Sammansättningen av sedimenterande material varierar dock med årstiderna. Under sommarenökar ofta ORG/TS, vilket tyder på antingen ett kraftigt tillskott av organiskt material genomprimärproduktion i vattnet eller på angränsande land (löv, jord), eller en selektiv resuspensionav finsediment med mycket organiskt material (inkl fibermassa). ORG/TS kan också varabetydligt lägre, framför allt när partikeltillförsel utifrån kan väntas dominera. Det kan ske underis (minimala partikelflöden) eller under vår- och höstfloder (maximala partikelflöden). I båda fall


1998-05-22, pdf-version 2001-04-30 Sida 10 (67)

återspeglas sammansättningen av eroderbara partiklar i tillrinnande åar, åtminstone i närheten avmynningen (Fig. 2).• Även mängden sedimenterande material varierar kraftigt med årstiderna. Sedimentationen iTuringen under is mellan 960214-960503 var ≈0.1 kg/m2, vilket skulle representera ungefärhalva vintersedimentationen om det inte inkluderade något bidrag från dagarna efterislossningen. Ännu lägre värden observerades mycket riktigt under vintern 1997 då fällorexponerades enbart under is (Fig. 2). Den dagliga vintersedimentationen under is är såledesenbart ≈0.5-1 g/m2d.• Värdet är jämförbart med Turingeåns tillförsel på ≈0.6 g/m2d (≈0.2 kg/m2a), vilket är ettteoretiskt värde som gäller vid ett tidsmässigt jämt inflöde av partiklar följt av en rumsligt jämnsedimentation 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, mynningsområdetTuringen, djupområdet

vår95

so97 hö96hö96

hö95vår96 hö94

2

Figur 2: Koncentrationen av organiskt material och mängden sedimenterande material isedimentfällor 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 ärring-markerade. Där uppgifter saknas har ORG uppskattats utifrån kringdata (kursivt).


1998-05-22, pdf-version 2001-04-30 Sida 11 (67)

optimalt och varken flödet eller sedimentationen jämna (Fig. 2), så tyder de nya data inteoväntat på att vinterns sedimentation kan utgöras främst av partikeltransporten ifrån ån. Detta ärav 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). Dettaär ≈10-20 gånger mer än vintertid (se ovan). Räknat på årets ≈250 isfria dagar ärårssedimentationen ≈2.5 kg/m2a, eftersom den årliga sedimentationen under is är minimal (≈0.1kg/m2a).• Bidraget från utfällningen av järnoxider är litet, eftersom dessa utgör enbart 5-10% avtorrvikten 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, förutomunder högflödesperioder och under is (Fig. 2).• Sedimentationen i Sundsörsviken vid Turingeåns mynning var ungefär hälften så hög som iTuringen både sommar och vinter, men följde i övrigt samma mönster, förutom att ORG i regelvar högre.• Den observerade sedimentationen i sjöarna under sommarhalvåret kan uppenbarligen inteförklaras 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 snarareän extern tillförsel svarar för merparten av sedimenterande material. Detsamma kan därförväntas gälla för partikelbundna föroreningar såsom Hg.

KÄLLOR AV SUSPENDERAT MATERIAL I SJÖVATTNET

• SUSP har den högsta andelen ORG/TS bland de analyserade partikelmatriserna. Den enklaförklaringen är att den består till stor del av nyproducerade planktonalger (PROD), som iårsgenomsnitt består till minst 80% av organiskt material (sommarens alger håller troligenORG/TS >90%, på våren och hösten dominerar troligen kiselalger (diatoméer) som består tillhälften av oorganiskt material). Minerogena partiklar sedimenterar snabbare än organiska, vilketgör att organiskt material anrikas i suspension, och minerogent material i sediment, ffaerosionssediment.• SUSP utgörs dock till ungefär hälften av oorganiskt material (mindre på sommaren, mer påvåren), vilket tyder på en blandning med sedimentpartiklar. Från liknande men näringsfattigaresjöar 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, ffaresuspension av sediment.


1998-05-22, pdf-version 2001-04-30 Sida 12 (67)

• Vertikalprofiler av Cs-137 på ackumulationsbottnar visar en fortsatt kontaminering avsedimenterande partiklar fram till idag, trots att både primär- och sekundärtillförseln av Cs-137till sjön utifrån idag är försumbar. Profilerna tyder på att resuspension av kontamineratsjösediment utgör en betydande andel av sedimentationen (minst 2/3).• Koncentration och sammansättning av SUSP i vatten tyder på periodisk vindinduceradresuspension:- 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 iinloppet (ffa 1989, året utan entreprenad), trots stora flödesvariationer i inloppet.- Skillnaden i andelen minerogent (eller organiskt) material mellan in- och utloppets partiklar ärförsumbar 1989 och liten 1995, trots att sedimentation kan väntas vara effektivast förminerogent material (se SEDIMENTATION OCH SJUNKHASTIGHET), och trots ett potentiellttillskott av organiska partiklar genom primärproduktion i sjön.• Nytillkomna mätningar av sedimentationen medelst sedimentfällor visar som väntat en enormskillnad mellan sommar och vinter (under is) trots liknande vattenflöden i Turingeån, ochbekräftar 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 flödengenom sjön:- Fastläggningen på sjöns ackumulationssediment (50% av sjöns yta) är MIN ≈ 700 ton/a ochORG ≈ 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 tillsedimentationen av organiskt material med PROD ≈10-100 ton/a i grova drag. Produktionen avkiselalger kan tänkas bidra också till sedimentation av MIN, men bidraget borde vara mindre än100 ton/a även om kiselalger dominerar algproduktionen, eftersom MIN ≈ ORG i kiselalger.• Stora mängder MIN kan således enbart tillföras via stranderosion. Det saknade tillskott påMIN ≈ 600 ton/a skulle, fördelad över en strandlinje på ≈ 10 km, kunna förklaras med en årligerosion per strandmeter på ≈ 60 kg m-1 a-1. Det motsvarar erosionen av en "korv" av mark meden 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, troligenungefär 10-100 ton/a.• Flöden av partikulärt ORG är komplexa. För att ORG i PROF ska kunna hålla sig konstantöver 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 sjunkermycket långsammare och på så vis har en större sannolikhet att hamna i utloppet (där ORGmycket riktigt utgör en större andel av SUSP). En annan förklaring är att ORG kan brytas nerpå vägen till sedimentet eller till utloppet.


1998-05-22, pdf-version 2001-04-30 Sida 13 (67)

EROSION AV MOBILA SEDIMENT

• Resuspension kan kvantifieras utifrån sedimentfastläggningen, som kan antas varadensamma som ackumulationen på djupa bottnar där resuspensionen är minimal (≈0.75 cm/a iPROF-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 mindreeftersom partikelkoncentrationen (sedimentdensiteten) är högre där än i PROF-ACK.• Denna minimala bruttoresuspension motsvarar en resuspension följd av "målsökande" direktsedimentation på ackumulationsbottnar, vilket är osannolikt.

• Resuspension kan kvantifieras utifrån den sannolika bruttosedimentationen, som kanantas 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 denårliga bruttoresuspensionen (erosionen) från mobila bottnar uppskattas till motsvarande 1.3cm/a, eller något mindre eftersom partikelkoncentrationen (sedimentdensiteten) är högre där äni PROF-ACK.• Det förutsätter att allt resuspenderat sediment fördelas jämt över sjön innan det sedimenterarigen.

• Vid ojämn spridning (sedimentation nära erosionsplatsen) måste bruttoresuspensionen varaännu 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 somsedimentfastläggning i PROF-ACK, som då inte återspeglar hela bruttosedimentationen.

• Sedimentresuspensionen måste balanseras genom stranderosion. Markpartiklar som är relativttunga hamnar troligen i strandzonen varifrån de först efter upprepad resuspension hamnar påackumulationsbottnar. Om dessa partiklar istället skulle sedimentera jämnt i sjön, så hamnadehälften direkt på ackumulationsbottnar. Eftersom det skulle kunna förklara hela den observeradebruttoackumulationen, finns det inget utrymme för resuspension av gamla sediment. Det ärytterst osannolikt, bland annat eftersom PROF då skulle vara betydligt mindre kontaminerat medHg.• Den relativt låga Hg-koncentrationen i strandsediment jämfört med övriga sediment ochpartiklar tyder på en utspädning med både ORG och MIN, vilket bekräftar att sedimenttillförselfrån stranderosion är betydande. Skillnaden i Hg-koncentrationen mellan olika bottnarupprätthålls i ett dynamiskt system, vilket tyder på att förflyttningen av strandsediment motdjupare bottnar är mycket långsam och troligen inte sker förran efter upprepad resuspension,vilket också ökar betydelsen av sedimentresuspension ytterligare.


1998-05-22, pdf-version 2001-04-30 Sida 14 (67)

KÄLLOR AV ORGANISKT MATERIAL (FIBERUTSLÄPP)

• Vertikalprofiler av ORG i PROF visar att djupa sediment innehåller omkring 9% ORG, medanytliga sediment håller en halt på 15% (Persson 1996a, 1996b). Ökningen är tydlig och sker enbit under sedimentytan, och i sedimentet nära mynningen sker den på flera decimeters djup(fiberbank). Ökningen kan mestadels tillskrivas utsläpp av fibermassa (varsnedbrytningshastighet är försumbar), även om ett visst bidrag kan härröra från andra utsläpp avorganiskt material samt gödning (eutrofiering).• Utgående ifrån att det minerogena flödet har varit konstant kan man kvantifiera denantropogena 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 attkoppla ökningen till tillskottet av utsläppt fibermassa, vilket gör det möjligt att beräkna andelenantropogent ORG samt mängden av fibermassa i sjön.• En snabb ökning av ORG från 12 till 15% på 1960-talet och den samtidiga ökningen avHg/ORG kan tolkas som att minst 20% av dagens profundalsediment utgörs av utsläpptafibermassor.• Den totala ökningen av ORG/TS från 9 till 15% tyder på att hela 40% av ORG är antropogentbetingat, förutsatt att den naturliga nedbrytningen av ORG är försumbar.• Mängden fibermassa i sjön kan beräknas till 1000 ton om enbart den senastesnabba ökningen av ORG beaktas, men kan vara 2000-3000 ton totalt, omeutrofieringens bidrag till dagens ORG och den naturliga nedbrytningen av ORG är försumbara.

• Dessa mängder kan jämföras med Turingeåns och dammarnas fiberinnehåll, som kanuppskattas till minst 500-1000 ton, dvs samma storleksordning. Detta baseras på ett uppskattadförråd 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 utifrånutspädningen av Hg/ORG från ≈150 till ≈50 ppm (se PRIMÄRKÄLLAN). Samma fibermängderhålls om man utgår ifrån att ORG/TS i finsediment utan fibermassa hade varit detsamma som irecipienten 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 störreunder 1960-talet, även om inga observationer tyder på det.• Turingeåns fiberinnehåll och den senaste ökningen av ORG i sjösediment är av sammastorleksordning, vilket gör att ökningen mycket väl skulle kunna förklaras med ett dammbrottvid Vidbynäs (se även REKONSTRUERAD UTSLÄPPSHISTORIK).• Tillsammans med sjöns låga kontaminering med Hg och fibermassa före 1965 tyderjämförelsen av dessa mängder också på att dammarna i Turingeån har varit rätt effektiva fällorför fibermassor (liksom för Hg).


1998-05-22, pdf-version 2001-04-30 Sida 15 (67)

Hg I BIOTA

Hg I GÄDDA

• För gädda redovisas den sedvanliga Hg-koncentrationen i muskel hos individer med en vikt på1 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 Sundsörsviken1968 (2.5)1976 1.61978 1.91980 2.11986 2.2 2.31991 0.55 1.5? 2.31992 2.4?1996 (0.5?) 2.0 (2.0?) (0.35?)

• Variation i tiden: En viss ökande tidstrend kan skönjas i Turingen, men för fortsattaberäkningar antas HgGÄDDA idag vara omkring 2 ppm i båda delsystem och inte ändrat signämnvärt 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 isamma sjö 1996 (Andersson 1996).

• Något lägre halter omkring 1.5 ppm observerades 1991 i Turingen, medan halterna i LillaTuringen låg kvar över 2 ppm. Om fisk kan förflytta sig mellan sjöar, kan det leda till förhöjdvariation mellan individer och år. Den stora haltspridningen mellan individerna i Turingen detåret skulle, om värdena inte är felaktiga, kunna tolkas som en invandring av mindrekontaminerad 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 liggamellan 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 omkring10 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 Sundsörsviken1991 ? 0.7 0.6 0.091996 0.055 0.4 0.3 ?


1998-05-22, pdf-version 2001-04-30 Sida 16 (67)

• Lägre HgABB redovisas för juni 1996 jämfört med oktober 1991. Orsaken är oklar, liksomför variation av HgGÄDDA (se ovan). Tillkommer variationer i storlek, årstid mm som kanspela roll (Meili 1991a). Det kan vara förhastat att tolka nedgången som ett tecken på naturligtillfriskning.• En minimal skillnad finns mellan Turingen och Lilla Turingen, medan båda skiljer sig tydligtfrån både Mälaren och Yngern. HgABB visar således liknande förhållanden mellan sjöar somHgGÄDDA.• 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/kgTS.• Hg-halter i Turingens bottenfauna (enbart enstaka prover 1991, Ekström 1992) visar följandekvoter mellan HgBF (TS) och HgGÄDDA (VS):

Asellus (i utloppet, i inloppet) ≈0.1, 0.2Chironomidae (i profundalen) ≈0.3 (= Chironomus plumosus?)

En ny undersökning (Andersson 1996) visar följande kvoter:Asellus (i sjön) 0.22Chironomus 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 ≈0.2Chironomus sp. ≈0.5Procladius ≈0.15Chaoborus ≈0.1

Bland chironomider kan halterna variera dramatiskt mellan olika arter inom samma sjö:Cryptochironomus ≈0.05Procladius ≈0.15Chironomus ≈0.5Stictochironomus och Sergentia >1

• Jämförelsen tyder på att förhållandena i Turingens bottenfauna inte skiljer sig nämnvärt frånandra sjöar.• Kontamineringsfaktorn i Turingens bottenlevande evertebrater är således av sammastorleksordning som i fisk (KONT ≈ 7), trots att det rör sig om potentiellt högexponeradedetritusätare som vattengråsugga (Asellus) och fjädermyggslarver (Chironomus plumosus), ochtrots att omgivande sediment åtminstone för chironomider är hög-kontaminerad (KONT förHg/ORG ≈ 25-30). En möjlig förklaring för de förhållandevis låga halterna i chironomider är attChironomus plumosus inte äter genomsnitts-sediment, utan en blandning med färskt material påsedimentytan (jf. studier i Erken). Kontamineringsfaktorn i färskt material kan antas varabetydligt lägre än i sediment (jf. Hg I VÄXTPLANKTON). Littoralsediment där Asellus håller tillhar en KONT ≈ 7, dvs samma som djuren.


1998-05-22, pdf-version 2001-04-30 Sida 17 (67)

• En liknande jämförelse, som nyligen genomförts (Andersson 1996) och som även inkluderarzooplankton, tyder på KONT ≈ 6 (4-9) baserat på flera typer av fisk och evertebrater insamlade1996 och med samma näringsrika sjö som referens.• Samma studie tyder på att KONT hos både bottenfauna och zooplankton i Lilla Turingenenbart 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 somTuringen att profundalfaunan är rik på Chironomus plumosus (liksom i den liknande menokontaminerade sjön Erken). Chaoborus är också vanligt förekommande i vatten med liknandevattenkvalitet. Orsaken till det avvikande bottenfaunasamhälle i Turingens profundal 1991 viden jämförelse av olika sjöar i Turingeåsystemet (Ekström 1992) kan vara att alla andra sjöarprovtogs på grundare bottnar, Yngern och Sundsörsviken kanske till och med påerosionsbottnar (jf. stationernas utsatta läge och sjöarnas storlek). Profundalbottnar är vanligenartfattigare än grundare bottnar. Individtätheten i Turingen verkar vara densamma som i andrasjöar. Det finns med andra ord inga tydliga tecken på en störd bottenfauna, vilket ocksåstöds av en nyare undersökning (Lingdell et al. 1996).

Hg I VÄXTPLANKTON

• Sommartidens SUSP med Hg/ORG ≈ 0.5 ppm kan antas representera växtplankton medinslag 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 exaktkontamineringsfaktor är svår att ta fram, men den kan mycket väl vara densamma som förgäddan, dvs KONT ≈ 7.

JÄMFÖRELSER

• En preliminär slutsats är att kontamineringsfaktorn är av samma storleksordning föralla organismer i sjön, oavsett habitat. Det tyder på att sjöns näringsväv befinner sig isamma inbördes jämvikt som i liknande men okontaminerade sjöar, men är 7 gånger merkontaminerad. En ny undersökning i Turingen (Andersson 1996) redovisar en begränsadvariation i medel-KONT mellan olika organismer i samma sjö (ungefär en faktor 2 upp ellerner).• En jämförelse av kontamineringsfaktorer tyder på att sjöns näringsväv befinner sig i jämviktmed Hg-kontamineringen i sjöns ytliga vatten och strandsediment, men inte medprofundalsediment. Det skulle betyda att den stora mängden Hg i profundalsedimentmed sin höga KONT 25-30 inte är biologiskt relevant, och att den har enbegränsad 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, ochHg i Asellus var lägre nedströms. En bidragande orsak till att halterna minskar nedströms i denstationära faunan trots sjöns kraftiga kontaminering kan vara den biologiska utspädningen avHg med organiskt material på väg genom den näringsrika sjön.• Konstanta eller avtagande halter på väg nedströms ännu 30 år efter att utsläppen upphört tyderpå att kontamineringen är högst närmast källan trots kontinuerligt vattenflöde, vilket bekräftar attden kraftiga Hg-kontamineringen fortfarande har en mycket begränsad spridning, och attden idag sprider sig mycket långsamt (se även FLÖDEN AV PARTIKULÄRT Hg I SJÖVATTNET).


1998-05-22, pdf-version 2001-04-30 Sida 18 (67)

Hg I SJÖVATTEN

• Koncentrationen av total-Hg i Lilla Turingens utlopp 1995 varierade mellan 2-9 ng/l på vårenoch försommaren medan vattenflödet var högt, och minskade sedan till i regel 0.8-2 ng/l undersommaren, och 1.7-2.7 ng/l fram till årsslutet (Huononen 1997). Dessa halter kan ansesrepresentativa för sjövattnets ytskikt. Under 1996 varierade total-Hg mellan 1.8-5.7 ng/l, ochmerparten förelåg inte oväntat i partikulär form (Fig. 3).• Om man bortser från vårens värden är detta en lägre koncentration än iokontaminerade skogssjöar (medelvärde ≈3 ng/l sommartid, Meili et al. 1991) vilket äranmärkingsvärt. 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 iLilla Turingens utlopp, ≈5-20 ng/l (Fig. 3). Anledningen är sannolikt en större resuspension avkontaminerat sediment än i den mindre vindpåverkade Lilla Turingen, i kombination med ett 3gånger mera kontaminerat ytsediment (Persson 1996b).

0.01

0.1

1

10

100

24. Yngern utlopp

25. Ströpstadam

men 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

(n

g/L

)

Hg-tot

Hg-löst

MeHg-tot

MeHg-löst

Susp (mg/L)

?

24. Yngern utlopp

25. Ströpstadam

men utl.

26. Inlopp Turingen

28. Turingen yta


31. Mälaren yta

24. Yngern utlopp

25. Ströpstadam

men utl.

26. Inlopp Turingen

28. Turingen yta


31. Mälaren yta

24. Yngern utlopp

25. Ströpstadam

men utl.

26. Inlopp Turingen

28. Turingen yta


31. Mälaren yta

Figur 3: Koncentrationen av olika fraktioner av Hg och MeHg (ngHg/l) i ytvatten längsvattensystemet under 1996, och suspenderat material (mg/L) för jämförelse. Obs: log-skala.


1998-05-22, pdf-version 2001-04-30 Sida 19 (67)

Hg (ng/L)

Dju

p (

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 undersommarstagnationen, men också att den sedan försvinner under höstcirkulationen utan att ledatill någon märkbar förhöjning i ytvattnet. Prover som togs i olika delar av sjön nära bottenredovisas på olika djup: 7.5 m = närmast inloppet, 8 m = närmast utloppet, 9 m = centraladelen.

• Halterna i tillrinnande vatten var mycket högre än i sjön under hela året, vilket talar för eneffektiv fastläggning av Hg i sjöns sediment. Inget tyder på att entreprenadverksamhetenuppströms under sensommaren 1995 skulle ha påverkat halterna i utloppet (≈sjön) med förhöjdahalter 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 hannsedimentera pga av vårcirkulationen i kombination med en hög vattenföring genom sjön(vattnets uppehållstid under våren är ≈2 månader, till skillnad från sommaren och vintern dåuppehållstiden är ≈8 månader, se HYDROLOGI). Frigörelsen av löst Hg under isen är troligen avunderordnad betydelse, i likhet med en amerikansk studie av en eutrof Hg-kontaminerad sjösom 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 underhela året utom på våren då partikulärt Hg dominerar. Andelen partikulärt Hg i näringsfattigasjöar är vanligtvis något lägre (Meili et al. 1991, Watras et al. 1995, Meili 1997). Analyser iTuringens ytvatten 1996 tyder däremot på att merparten av total-Hg föreligger i partikulär form.


1998-05-22, pdf-version 2001-04-30 Sida 20 (67)

• Ett rimligt flödesvägt medelvärde för total-Hg för transportberäkningar i Turingens sjövattenär 6 ng/l, varav över hälften i partikulär form. Värdet stöds av beräkningar baserade påmätningar 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 suspenderadeorganiska partiklar i utloppet blir då Hg/ORG 2-5 ppm som flödesvägt årsmedelvärde. Detstöds av Hg/ORG i Lilla Turingens ytsediment som ligger på ≈5 ppm (Persson 1991b), och avsedimentfällor som 1991 visade ≈3 ppm (Björklund 1992).• Under stagnationsperioder, då Hg ≤ 2 ng/l (≈hälften partikulärt?) och SUSP ≈ 3 mg/l (varavdrygt 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 tillstor 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 äranmärkningsvärt. Dessa skogssjöar skiljer sig dock i karaktär från Turingen och andranäringsrika slättlandssjöar. Observera att praktiskt tagt allt löst Hg är bundet till löst organisktmaterial i båda typer av sjöar (Meili 1997).

• Alla värden för Hg/ORG i vattnet kan jämföras med sedimenterade partiklar (PROF) somhåller 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 .02-0.08 ppm i SUSP , och 0.003-0.015 ppm i löstfas. Det innebär att MeHg utgör ungefär 2-10% av Hg både i SUSP och i löst fas .MeHg i den lösta fasen behöver dock inte vara helt bundet till ORG, till skillnad från Hg (Meili1997).• Intressant är att MeHg/ORG i SUSP har ungefär samma värde i Lilla Turingen som iTuringen, till skillnad från Hg som är 3 gånger lägre. Det stämmer överens med mönstret förHg-halter i djur (se ovan), och tyder på (1) att MeHg är bundet till lätta eller simmandeorganiska partiklar såsom levande plankton, (2) att Hg-halterna i organismer inte styrs avhalterna i djupa sediment utan av halterna i grunda sediment och processer i vattenpelaren (senedan).• Levande växtplankton kan antas bidra med 1-2 mg/l till ORG i SUSP (jf Meili 1992). Omman antar att allt MeHg i SUSP sitter bundet till växtplankton så blir dess MeHg/ORG ≈


1998-05-22, pdf-version 2001-04-30 Sida 21 (67)

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 tydligtden dramatiska anrikningen av MeHg i näringskedjor.

Hg OCH MeHg I SYREFRITT BOTTENVATTEN

• I bottenvattnet är halterna av MeHg framför allt under sommaren mycket varierande, ävenuttryckt som andel av total-Hg: i löst fas 1-15% under hösten men hela 30-90% undersommaren, 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 typiskavärden i många andra sediment (Meili 1997).• Jämför man SUSP i bottenvatten med SUSP i stagnerande ytvatten med avseende påMeHg/Hg, så ser man att andelen MeHg är mycket högre i bottenvatten under sommaren, mendäremot lägre under hösten.• Anrikningen av MeHg i syrefritt bottenvatten sammanfaller med syrebrist och med en tydligvertikal 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 endasom ökar lika dramatiskt som MeHg. Mn har tidigare observerats att vara korrelerat medanrikningen av MeHg (Porcella et al 1995).

Turingen 1996 SUSP ORG Si P Nmg/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 Mn420nm/5cm mgPt/l mg/l mg/l mg/l

Inlopp 0.05-0.5 10-160 0.01-0.5 0.1-1.2 0.03-0.07Ytvatten 0.05-0.15 15-40 0.03-0.1 0.1-0.3 0.02-0.05Syrefritt bottenvatten 0.2-0.8 30-160 0.3-1 .1 0.7-4 0.4-1 .0

Turingen 1996 HgLöst HgPart MeHgLöst MeHgPartng/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 0.06-0.4Syrefritt bottenvatten 3-7 40-110 0.6-6 0 .5-13

• Si i ytvattnet är mycket lägre än i inloppet, vilket tyder på en kraftig utarmning i sjön. Däremothåller bottenvattnet ungefär samma koncentration som inloppsvatten. Utarmningen av Si skerantingen genom en intensiv produktion av kiselalger i sjön som binder löst Si, eller genom enutfällning av Si som tillförts partikulärt i minerogena markpartiklar. I vilket fall så härrör Si frånTuringeån, 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 tillsammansmed salter, näringsämnen och metaller.• Man kan också jämföra den relativa anrikningen av olika ämnen mellan botten- och ytvatten: Nvisar en liknande anrikning som SUSP (≈3-4x), medan P visar en likande anrikning som Al och


1998-05-22, pdf-version 2001-04-30 Sida 22 (67)

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 mestextrema anrikningen (≈20x).• I proverna med de mest extrema Hg- och MeHg-halterna syns en tydlig nedgång isulfatkoncentrationen, vilket tyder på sulfidbildning. Det är ackompanjerad av extremt högahalter av Fe, men mindre kraftigt förhöjda för Mn och inte alls för Si, vilket skulle kunna tydapå järn och sulfid som huvudaktörer för både oorganiskt och metylerat kvicksilver, framför alltnär det gäller de partikulära formerna.• Det är anmärkningsvärt att i syrefritt bottenvatten uppträder Hg huvudsakligen i partikularform, Fe och MeHg i varierande grad, men Mn huvudsakligen i löst form. Det talar också för attMn inte spelar någon direkt roll.

Hg I GASBUBBLOR

• Hg-avgången med gasbubblor som frigörs från fibersedimenten utanför mynningen. Ettförsök att kvantifiera Hg-avgången med gasbubblor har nyligen gjorts med gasfällor somexponerats 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 jämviktningsreaktionersom följd.• Den uppmätta Hg-koncentrationen i gasfas uppgick till 3, 17 och 5-188 ng/m3, vilket ligger isamma storleksordning som i andra sjöar, även om det högsta värdet kan återspegla enkontaminering med sjövatten eller andra uppenbara problem med Hg-analysen, medan det lägstavärdet är något lägre än i vatten som jämviktats med luft (c:a 4-8 ng/m3 beroende på temperaturoch 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/m2anära 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 ochutan bubbelbildning.


1998-05-22, pdf-version 2001-04-30 Sida 23 (67)

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 sammastudie (Hasselrot 1970) tyder som väntat på att minerogent material i samma sjö enbartinnehåller minimala mängder Hg (≈0.01 ppm), vilket illustrerar den stora skillnaden ibindningsförmåga mellan organiskt och minerogent material. Detta är också en av mångaindikationer på att det är en rimlig förenkling att basera jämförelser på att allt Hg är bundettill organiskt material. Ett sådant perspektiv ger också möjlighet att direkt jämföra Hg isediment och i biota.

TuringenObserverade 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 påHg/ORG ≈ 50 ppm. Dessa värden stämmer väl överens med det tidigaste observerademedelvärdet i sjöns ytsediment (0-3 cm) från 1969, och Hg/ORG även med medelvärdet iStröpstadammens 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% ochHg/ORG ≈ 0.3 ppm. Dessa skikt finns i djup på ≈0.5-1.5 m, dvs i betydligt större djup än iövriga 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, dvskonstant 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 genombioturbation eller periodisk genom resuspension) är osannolik eftersom blandningsdjupet iliknande profundalbottnar sällan överstiger ett fåtal cm.- Betydande läckage av Hg och diffusiva flöden nerifrån mot sedimentytan (ev. följt av enfastläggning vid sedimentytan) är osannolikt eftersom Hg normalt inte är särskilt mobilt isediment som innehåller organiskt material.• Det stöds även av djupare skikt i sedimentprofilen som visar ett Hg-maximum15-18 cm under sedimentytan med branta gradienter åt båda håll och med en enbart tvåfaldigutspädning av utsläppt Hg/ORG i det mest kontaminerade skiktet jämfört med MYNN somligger närmast källan, vilket inte skulle vara möjligt efter omblandning med stora mängder rentsediment eller betydande läckage.• Liksom för Hg har vertikalprofilen av Cs-137 en brant gradient nedåt som tyder på enbegränsad omblandning eller kemisk mobilitet, vilket också stöds av studier i andra svenska


1998-05-22, pdf-version 2001-04-30 Sida 24 (67)

sjöar med liknande sedimentationshastighet och sedimentsammansättning (Meili & Wörman1996). Vidare är Cs-137 koncentrationen nära sedimentytan till skillnad från Hg inte konstantutan 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 tyderpå att det rör sig om pulsutsläpp i båda fall, att tidsförloppet för återhämtningen är liknande, ochatt 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 utifrånredovisade vattenhalter visar följande:• Kontamineringen av ytsediment är idag relativt jämn med Hg/ORG 2-6 ppm i störredelen av sjön, vilket tyder på en ganska jämn spridning av kontaminerat material frånTuringeån. En svagt avtagande kontaminering från inlopp till utlopp kan skönjas. Djuparesediment under 10 cm är oftast tämligen rena.• Strandsedimenten i mynningsområdet visar (liksom närbelägna sjösediment) en mycketkraftigare kontaminering med Hg/ORG ≈ 50 ppm. Detta tyder på att även i strandzonen sker eneffektiv fastläggning av inströmmande Hg nära mynningsområdet.• Många sedimentprofiler, tydligast i mynningsområdet, visar avtagande Hg halter uppåt trotsgrov skiktning (4 cm), vilket tyder på en begränsad omblandning och en kontinuerligackumulation av sediment.• Littoralsediment i mynningsområdet har maxhalter i djupare skikt i samma storleksordningsom 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, vilketkan tolkas som en kraftigare ackumulation av sediment nära Turingeåns mynning jämfört medövriga strandzoner.• Allt tyder på en snabb och effektiv sedimentation av inströmmande tungt material i inflödetsnärområde (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 halterlängs sjön: från c:a Hg/ORG ≈ 100 ppm vid Turingeåns mynning tillHg/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, vilketi 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 etthorisontellt omblandat system som en sjö. En långsam vandring innebär en lokal fastläggningoch begränsad horisontell spridning av Hg, men också en mycket lång återhämtningstid samt enmycket långvarig spridning nedströms.


1998-05-22, pdf-version 2001-04-30 Sida 25 (67)

JÄMVIKTER

• Tämligen konstant Hg/ORG i de översta 10 cm i profundalsediment, dvs konstantkoncentration i sedimenterande material, tyder på att föroreningsgraden har varit rätt oförändradsedan 15 år, även i vattenmassan.• Den konstanta kontamineringen av vattenmassan styrks av en konstant koncentration i gäddasedan 1980.• Konstant kontaminering innebär att systemet verkar vara i en dynamisk jämvikt, åtminstonevattnets kontamineringsgrad, eftersom det är genom vattnet som materialförflyttningar sker,liksom bioupptaget i näringväven genom mikroorganismer.• Det i sin tur kräver att inflöde = utflöde under lång tid. Se även FLÖDEN OCH MASSBALANS

AV Hg I TURINGEN.• Det kräver också en mycket långsamt sinande sekundärkälla, eller också ett ökande läckagefrån en källa som kompenserar självreningen av andra källor.

• Konstant kontaminering i tiden gör att data insamlade sedan 1985 med gott samvete kansammanföras för jämförelser och olika beräkningar.

• Relativt jämna Hg/ORG i hela littoralzonens ytsediment förutom mynningsområdet tyder på enhorisontell utjämning av halter i hela sjön, även om en viss avklingning nedströms kan skönjas.• Konstant kontaminering i rummet förenklar beräkningar av Hg-omsättningen i sjön.

Hg I MYNNINGSOMRÅDETS SEDIMENT

Observerade vertikalprofiler av Hg och ORG i mynningssediment 1996(Persson 1996a, 1996b) visar följande:• Ytliga skikt (mindre än 0.3 m) i mynningssediment visar ORG 30% ochHg/ORG 100 ppm.• Djupare skikt (≈0.3-0.8 m) visar ORG ≈ 20% och Hg/ORG ≈ 10 ppm.• I mynningsområdet visar de första okontaminerade skikten halter av ORG ≈ 10% ochHg/ORG ≈ 0.3 ppm i djup mellan 0.2 och >2 m (i medeltal ≈0.8 m).• Värdet för Hg/ORG ≈ 0.3 ppm är typiskt för okontaminerade sjöar före 1940.

• I mynningsområdet ligger de högsta Hg/ORG nära ytan, till skillnad från PROF och störredelen av LITT.• Det tyder på en kontinuerlig erosion av sediment och därmed också Hg, troligen i form avhög-kontaminerat ORG.• Hg/ORG i ytliga mynningssediment är högre än någon annanstans i helasystemet förutom enstaka fickor i Turingeåns och dammarnas djupare sediment.• Det talar för att erosion av MYNN kan ha stor betydelse för hela sjöns kontaminering underlång tid.


1998-05-22, pdf-version 2001-04-30 Sida 26 (67)

Hg I SEDIMENTERANDE MATERIAL

SEDIMENTATION OCH SJUNKHASTIGHET

• En teoretisk sjunkhastighet för olika material kan beräknas som kvot mellanbruttosedimentationen under ≈250 isfria dagar och koncentrationen av partikulärt material ivattnet (värden inom parantes visar ett alternativt räknesätt för en kraftigare resuspension):

Sedimentationsrat Partikulär konc. SjunkhastighetHg >4 mg/m2a ≈ 20 µg/m2d 1 (4) µg/m3 20 (5) m/dORG 0.25 kg/m2a ≈ 1 g/m2d 1.5 (1.6) g/m3 0.7 m/dMIN 1.40 kg/m2a ≈ 6 g/m2d 1.5 (2.5) g/m3 4 (2) m/dSUSP 1.65 kg/m2a ≈ 7 g/m2d 3 (4) g/m3 2 m/d

• Den enkla beräkningen visar att den teoretiska sjunkhastigheten är helt olika för Hg, MIN ochORG.• Värdena förefaller orimligt höga, eftersom sjunkhastigheten för planktonalger är omkring 0.2m/d och för suspenderat finsediment i grunda sjöars ytvatten normalt 1 m/d eller mindre. Detskulle tyda på att >90% av Hg och minst hälften av MIN och ORG har ett annat ursprung änSUSP.• Enda rimliga förklaringen till den höga sedimentationen är en periodisk resuspension av tunga(stora) och hög-kontaminerade sedimentflockar som sedan sätter sig snabbt igen, utan attpåverka halterna av SUSP mätbart (dvs kraftigt men mycket kortvarigt). Dessa flockar kandessutom röra sig främst i djupare vattenskikt (dvs aldrig nå mätstationen i utloppet) och sättasig nära sitt ursprung ("hoppa"), men ändå undan för undan hamna på ackumulationsbottnar.• Dessa resuspenderade partiklar borde däremot registreras i sedimentfällor som integrerar helasedimentationen över längre tid och således även inkluderar perioder med oväder där sällanandra prover tas. Nya mätningar visar att så verkligen är fallet (se nedan).• Den mest sannolika källan för sådana tunga men hög-kontaminerade partiklar är MYNN.Dessa sediment är de mest kontaminerade och ligger långt ifrån utloppet, vilket ger ytterligare enförklaring till att uppmätta värden av Hg/ORG i utloppet enbart mycket sällan är förhöjda underperioder med låga vattenflöden. MYNNs betydelse stöds också av att det än idag upprätthålls ensvag gradient i sedimentets kontamineringsgrad längs sjön, med avtagande Hg och Hg/ORG ibåde profundal och littoralsediment (Persson 1996b, Hjorth 1996).


1998-05-22, pdf-version 2001-04-30 Sida 27 (67)

Hg I SEDIMENTFÄLLOR

• Hg-halter och flöden har uppmätts i sedimentfällor 1991 (Björklund 1992) och 1994-97(Huononen 1997). I Turingen visar dessa studier vanligtvis att Hg/ORG ≈ 10...20 ppm, vilketkan jämföras med skogssjöar där Hg/ORG ≈ 0.8 ppm (Meili m fl 1991). KONT är således ≈20.• Hg/ORG i sedimentfällor visar ofta god överensstämmelse med värden i PROF (≈16 ppm, seHg I PROFUNDALSEDIMENT) respektive IN (≈10-20 ppm, se TURINGEÅN), med en variationsom tyder på att sedimenterande material under den isfria tiden resuspenderas i sjön ochkontamineras ytterligare av det närbelägna MYNN, medan ingen resuspension äger rum underis utan bara tillförsel från ån (se SYSTEMANALYS). Detta stöds också av mängderna ochsammansättningen av sedimenterande material (se GRUNDLÄGGANDE DATA ochOMSÄTTNING AV PARTIKLAR OCH SEDIMENT).• Hg-bidraget från Turingeån till fällorna är dock litet även nära mynningen, vilket stöds av denlåga sedimentationen under is. Som exempel kan nämnas att i sedimentfällor som exponerats950802-960503 och 960214-960503 i Turingen nära mynningen (se OMSÄTTNING AVPARTIKLAR OCH SEDIMENT) var Hg/ORG ≈21 ppm under hela perioden och ≈10 ppmunder is. Utifrån det lilla materialbidraget från vintern då sedimentationen var minimal kan manberäkna att det mesta av materialet med Hg/ORG ≈21 ppm härstammar från hösten föreisläggningen.• En provtagning på olika platser i Turingeån i november 1996 visade en tiofaldig variation ivattnets Hg-koncentration per enhet turbiditet under en och samma regniga dag (Huononen1997). Uppskattade värden av Hg/SUSP visar bakgrundsvärden omkring 0.2 ppm ända framtill nedströms Ströpstadammen, sedan en gradvis ökning till ≈2 ppm uppströmsVidbynäsdammen, för att sedan åter avta till ≈0.5 ppm vid mynningen. Detta visar dels att vissaåsträckor fortfarande förser sjön med hög-kontaminerade partiklar, och bekräftar också denkraftigt varierande kontamineringsgraden hos sedimenten i ån efter saneringen 1995. Hg/ORGkan antas vara 10 gånger högre än Hg/SUSP eftersom ORG utgör ≈10% av SUSP (se Fig. 2).

• Utanför Turingeåns mynning var Hg/ORG i sedimentfällor vanligen 14-22 ppm, medundantag av hösten 1994 med ≈45 ppm och vårvintern 1997 med 3 ppm. I Turingens centraladel däremot var Hg/ORG ≈ 9-15 ppm, dvs enbart hälften så hög. Skillnaden bekräftar delsMYNNs roll som Hg-källa, dels den observerade gradienten i sjöns sediment med avtagandehalter i strömriktningen.• Mätningar från olika år visar i stort sett samma värden för Hg/ORG, vilket tyder på dels attsystemets självrening är ett mycket utdraget förlopp, dels att saneringen av Turingeån 1995 intehar någon större effekt på sjön om inte åtgärder genomförs även i själva sjön.

• De senaste mätningarna av Hg i sedimentfällor har gett en bekräftelse av flera viktiga aspektersom har kunnat härledas utifrån annan information: variationer med årstider och vattenflöden,olika partikelkällors betydelse för Hg-omsättningen, periodisk transport av Hg tillSundsörsviken, mm. Dessutom kan effekter av den genomförda saneringen i Turingeån visassamt potentiella effekter av framtida åtgärder. Därför redovisas data från sedimentfällorutförligare längre fram i rapporten (se SYSTEMANALYS).


1998-05-22, pdf-version 2001-04-30 Sida 28 (67)

KÄLLOR AV Hg I SUSPENDERAT MATERIAL

• Nästan samtliga potentiella källor av oorganiskt SUSP i Turingens vattensystem är sedimentsom för med sig organiskt material som är kraftigt kontaminerat med Hg. Undantag är tillförselfrån land (markerosion, lövfall) som troligen är orsaken till reducerade Hg-halter i LITT (se Hg I

LITTORALSEDIMENT).• För att utröna ursprunget av SUSP i sjövattnet kan man simulera olika blandningar, som måsteresultera i rätt sammansättning med avseende på både Hg/ORG och ORG/TS. Det rimligastesättet att åstadkomma den observerade sammansättningen av SUSP (se Hg I SJÖVATTEN) ären blandning av relativt rena alger (Hg/ORG < 0.5 ppm) med ungefär samma mängd LITT(Hg/ORG ≈ 4 ppm), vilket resulterar i Hg/ORG ≈ 2 ppm och ORG/TS ≈ 50%. Värdet förORG/TS i SUSP kan väntas bli högre än i LITT genom att LITT innehåller grovkornigtoorganiskt material (sand) som motstår resuspension, vilket gör att den resuspenderadefraktionen är rikare på ORG. Dessutom kan man räkna med tillförsel av rent organiskt materialtill LITT från lövfall på sjöytan. Alla andra sediment är betydligt mera kontaminerade än LITT,och olika blandningar med alger resulterar antingen i för hög Hg/ORG eller för låg ORG/TS.Slutsatsen är att det direkta bidraget av IN, PROF och MYNN till SUSP måste varaminimal.• Detta talar för att resuspension sker periodvis, och att resuspenderade partiklar sedimenterarsnabbt. Samtidigt är dock resuspension av IN, PROF och MYNN av stor betydelse för attupprätthålla Hg-kontamineringen av LITT och SUSP.• Resuspension av kontaminerade sediment kan därför, även om den är sällsynt, ändå varaavgörande för Hg/ORG i ytliga sedimentskikt, som direkt eller indirekt styr Hg-kontamineringen i biota.


1998-05-22, pdf-version 2001-04-30 Sida 29 (67)

VERTIKALPROFIL AV Hg OCH MeHg

Det är illustrativt att jämföra kontamineringsgraden hos olika organiska matriser i sammavattenpelare i Turingens centrala del. Siffrorna är en sammanfattning av tidiga uppskattningaroch nya mätdata (se ovan):

Totalkvicksilver SUSP ORG/TS Hg/ORG KONTmg/l % ppm faktor

Löst i ytvatten, sommar 13 100% ≈0.13 ≈1-2Löst i ytvatten, höst 13 100% ≈0.12 ≈1-2SUSP i ytvatten, stagnation ≈3 ≈60% ≈1 ≈5SUSP i ytvatten, årsmedel ≈5 ≈35% ≈3 ≈10SUSP i bottenvatten, sommar ≈20 ≈30%? ≈12? ≈20?SUSP i bottenvatten, höst ≈7 ≈25%? ≈12? ≈20?Sedimentfällor, isfritt ≈17% ≈12 ≈20PROF ≈15% ≈16 ≈28Gädda 100% 10 7

Metylkvicksilver SUSP ORG/TS MeHg/ORG MeHgmg/l % ppm /TotHg

Löst i ytvatten, sommar 13 100% ≈0.012 ≈9%Löst i ytvatten, höst 13 100% ≈0.006 ≈5%SUSP i ytvatten, stagnation ≈3 ≈60% ≈0.05 ≈5%SUSP i ytvatten, årsmedel ≈5 ≈35% ≈0.05 ≈2%SUSP i bottenvatten, sommar ≈20 ≈30%? ≈1 ≈10%SUSP i bottenvatten, höst ≈7 ≈25%? ≈0.1 ≈1%Sedimentfällor, isfritt ≈17% ≈0.1? ≈1%?PROF ≈15% ≈0.1? ≈1%?Gädda 100% 10 100%

• Det kan noteras att både Hg/ORG och MeHg/ORG varierar 100-faldigt i en och sammavattenpelare. I nedre delen av vattenpelaren däremot är åtminstone partikulärt Hg/ORG ganskakonstant.• Den låga kontamineringsfaktorn i den lösta fasen är ett tecken på att frigörelse av löst total-Hg(och ORG) från sedimentet inte har någon stor kvantitativ betydelse ur transportsynpunkt, ävenom Hg (dock inte löst ORG) uppenbarligen anrikas i syrefritt bottenvatten (Fig. 4).• Heterogeniteten av Hg-halter i olika faser (t ex löst och partikulärt, suspenderat ochsedimenterat) och i olika typer av organiskt material är en trolig orsak till varför förenklademassbalansmodeller inte alltid ger tillförlitliga prognoser för Hg i fisk.


1998-05-22, pdf-version 2001-04-30 Sida 30 (67)

KOPPLING MELLAN Hg I FISK OCH SEDIMENT

• Transportvägen av Hg till gäddan är komplex, men kan redan nu kartläggas i viss mån.• Under förutsättning att Turingen fungerar biogeokemiskt som andra sjöar, vilket mycket tyderpå, så borde andelen metylerat Hg i olika delar av systemet vara densamma som i andrasjöar, oavsett omsättningshastigheter, anoxi, bioaktivitet etc.• Man kan därför kartlägga potentiella Hg-källor till biota genom att jämförakontamineringsfaktorer (KONT) för total-Hg i systemets olika delar och jämföra de medKONT i fisk.• Jämförelse av Hg/ORG i olika potentiella källor visar att liknande KONT som i gäddaoch andra biota ( 7) enbart finns i LITT och SUSP, medan KONT är mycket högre iIN (≈20), PROF (≈30) och MYNN (≈200). Således kan strandfaunan och zooplankton väntasvara de dominerande källorna av föda och Hg i gädda, medan profundaldjur troligen har enförsumbar betydelse i gäddans näringsväv, eller är näringsmässigt frikopplade frånprofundalsediment. Detta stämmer bra med resultat från andra sjöar (Meili 1991a, Parkman &Meili 1993).• Resuspension av MYNN och PROF verkar således spela en förhållandevis liten direkt roll förhalterna av Hg/ORG i vattenpelaren och i biota, trots enorma Hg-flöden. Några få sällsyntaepisoder per år kan dock förflytta tillräckliga mängder av Hg till känsligare områden för att hållaHg/ORG i LITT och därmed också i SUSP på en förhöjd nivå genom resuspension på grundaområden. Det kan vara sådana episoder (snarare än mätfel) som återspeglas i ett fåtal myckethöga mätningar av Hg/ORG i SUSP (data från Huononen 1997).• De hög-kontaminerade IN, PROF och MYNN kan dock spela en avgörande roll somsekundära långtidskällor vilka kontinuerligt kontaminerar de primära födokällorna och habitaten.Därför är det de som kan behöva saneras i första hand. Frågan är vilken av dessa somdominerar som sekundärkälla (och inte bara till mängd), och vilken tidsskala som är relevant.• Hg/ORG i SUSP är betydligt lägre än i samtliga övriga partiklar. Detta kan delvis förklarasmed en stor algproduktion i sjön som leder till en utspädning av Hg/ORG i plankton ochdärmed också i fisk och så småningom i sediment.


1998-05-22, pdf-version 2001-04-30 Sida 31 (67)

KONTAMINERINGSFÖRLOPPET

DOMINERAR EN Hg-PULS PÅ 1960-TALET ?

• Vertikalprofilen av Hg/ORG i PROF tyder på att en kort Hg-puls på 1960/70-talet hadeoch fortfarande har en dramatisk effekt på Hg-halterna i sjön. Det höga värdet avHg/ORG i ett begränsat skikt i sedimentprofilen, liksom det fortsatt höga värdet av Hg/ORG iytsediment efter att utsläppskällan stängts, verkar härröra från kvicksilverhanteringensnedläggning 1966 och möjligen från ett dammbrott omkring 1970-72, snarare än frånverksamheten dessförinnan.• Det faktum att ytsedimenten (0-3 cm) redan 1969 var kraftigt kontaminerade i hela systemetner till Mälaren (Hasselrot 1970) tyder på att en stor puls kom redan före 1968.• Det är till och med fullt möjligt att ungefär hälften av Hg-mängden i sjön och merparten av Hgi ytsediment härstammar från Hg-pulsen, vilket styrks av följande:- Vertikalprofilen av Hg/ORG tyder på en kraftig kontaminering av sjön under en kort tid mellan1965 och 1972 (Persson 1996b).- Vertikalprofiler tyder på att Hg/ORG i sjöns ytsediment ännu idag (30 år efter att Hg-utsläppenupphört!) är högre än under hela drifttiden före 1960. Orsaken torde vara att sedimentkontinuerligt blandas om och resuspenderas och enbart långsamt transporteras (fokuseras) frångrunda till djupare bottnar där de fastläggs mera stabilt. Det leder till att koncentrationen i vattnetoch i sediment avtar mycket långsamt efter en kontaminering, även efter att primärkällan stängts.Av samma anledning blir vertikala sedimentprofiler asymmetriska med en lång svans uppåt.Samma mönster förekommer för Cs-137 efter Tjernobylolyckan, såväl i Turingen (Persson1996a) som i många andra sjöar.- 1969 observerades liknande Hg/ORG i sjöns ytsediment (30-60 ppm, Hasselrot 1970) som iDammarnas sediment 1991 där samma typ av sediment torde ackumulerats (10-100 ppm,Huononen 1991).- En jämförelse visar liknande mängder av Hg i dammarna och sjön: Ströpstadammen ochVidbynäsdammen höll tillsammans ≈ 30 + 70 ≈ 100 kg Hg år 1991 (Huononen 1991), ochsamma mängd eller troligen mer kan ha funnits 1965 i dammarna.- Drygt samma mängd finns idag i det mest kontaminerade skiktet i sjöns profundalsediment(10-20 cm på ackumulationsbottnar), och nästan samma mängd i det översta skiktet (0-30 cm) isjöns mynningsområde. Det innebär att Hg-pulsen var av samma storleksordning somdammarnas innehåll.- Dessa mängder kan jämföras med det sammanlagda inflödet av Hg till sjön (förutom MYNN)som under drifttiden före nedläggningen uppgår till enbart ≈10 kg på nästan 20 år, och efternedläggningen till enbart 20-30 kg på nästan 30 år (se FÖRRÅD OCH OMSÄTTNING AV Hg I

TURINGEN).

• Hg-pulsen måste ha bestått av Hg som var bundet till relativt tunga partiklar, eftersom deannars inte hade sedimenterat redan i mynningsområdet till närmaste sjön, där stora mängder Hgligger än idag.• Om orsaken var ett dammbrott så måste samma Hg dessförinnan sedimenterat i dammarnatrots snabb vattenomsättning.• Eftersom mycket Hg är bundet till material som inte färdas långt, kan man vänta sig atterosionen av Hg i ån och i mynningsområdet är mycket långsam, men i stället pågår under destolängre tid om inga åtgärder vidtas.


1998-05-22, pdf-version 2001-04-30 Sida 32 (67)

REKONSTRUERAD UTSLÄPPSHISTORIK FÖR Hg OCH FIBERMASSA ITURINGEÅSYSTEMET

<1850: Naturligt Hg/ORG i partiklar från Yngern och eroderad mark föreindustrialiseringen kan uppskattas till ≈0.3 ppm. Tillförseln av ORG till Turingenkan antas ha varit något mindre än idag pga eutrofiering och fibertillförsel, troligenomkring 40 ton/a (motsvarande dagens utflöde av ORG från Yngern ≈30 ton/a,frånvaro av utsläpp, samt visst tillskott från naturlig markerosion och lövfall).

1946-1966 Med fiberutsläppen och den allmäna eutrofieringen under brukets drift ökadeäven flödet av ORG till sjön. Ökningen av ORG i PROF från 9% till 12% tyder påett kraftigt tillskott av fibermassa och annat organiskt material till sjön, minst 20ton/a, eller mer om en del av tillskottet sedimenterade redan i MYNN eller lämnadeTuringen. Större delen av denna ökning torde dock ha andra källor än Turingeån,såsom eutrofiering (ARV 1950-80, Extraco, nu avlastade) samt ökad markerosioni sjön. Om Hg/ORG i fibermassa låg över 100 ppm, och den sedimenterade Hg-mängden i sjön uppgick till totalt minst 10 kg under perioden, så borde tillförselnav fibermassa till sjön varit några ton/a utöver den normala tillförseln av ORG,vilket innebär en relativt liten ökning av ORG transporten i ån. Den motsvarandeutspädningen av Hg/ORG i ån med befintligt ORG stämmer överens medkontamineringen av djupare skikt i MYNN i både strand- och djupsediment(Hg/ORG ≈ 10 ppm). Hg/ORG i motvarande skikt i PROF är som väntat spättytterligare till ungefär hälften (Hg/ORG ≈ 5 ppm).

≈1966 Mycket Hg och ORG verkar ha kommit till sjön under en kort period, möjligen isamband med kvicksilverhanteringens nedläggning 1966 och/eller bruketsnedläggning 1971 och/eller ett dammbrott omkring 1970-72 och/ellerövertäckningen av bruksdammarna efter 1972 (hädanefter "Hg-puls"). Detfaktum att ytsedimenten (0-3 cm) redan 1969 var kraftigt kontaminerade i helasystemet ner till Mälaren (Hasselrot 1970) tyder på att en stor puls kom redan före1968. Mängden ORG kan uppskattas grovt till 2000 ton och mängden Hg till 200kg. Det stöds av mängdberäkningar i sjön, Hg/ORG i ytsediment 1969, ochsedimentprofiler av Hg och ORG. Hälften kan ha stannat i MYNN för vidareresuspension till PROF, resten verkar ha hamnat direkt i PROF, där det blandadesmed renare sediment.

1967-1995 Vertikalprofiler i sjösediment och den mycket långsamma återhämtningen avTuringeån tyder på att mätningar som gjorts 1995 kan antas vara representativa förmånga år dessförinnan, även om Hg/ORG har minskat något under tiden. Hg-pulsens efterdyningar syns i resuspensionens betydelse för Hg-omsättningen isjön, men har troligen lett till förhöjda halter även i tillrinningsvatten under fleraårs tid pga retention och resuspension av sediment i åfåran.

1996- Efter saneringen i Turingeån 1995 minskade Hg/ORG snabbt till ungefär hälften(≈5 ppm), vilket innebär att saneringen snabbt har gett resultat, men också att desanerade dammarna inte har varit de enda sekundärkällorna av Hg i ån. Hg/ORGkan antas minska ytterligare i fortsättningen, fastän långsammare. Flödet av ORGkan antas ligga kvar på samma nivå.


1998-05-22, pdf-version 2001-04-30 Sida 33 (67)

KÄLLOR TILL Hg I SJÖN

PRIMÄRKÄLLAN

• Ökningen av både ORG/TS och Hg/ORG i Turingens profundalsediment (PROF-ACK) kantolkas som ett tillskott av Hg-kontaminerade fiberutsläpp.• Den dramatiska ökningen av både ORG/TS och Hg/ORG i sediment kan tolkas som ettplötsligt tillskott av Hg-kontaminerade fiberutsläpp, troligen 1966.

• Hela ökningen i MYNN av ORG/TS från 10% till 30% och Hg/ORG från 0.3 till 100 ppmtyder på ett tillskott av Hg-kontaminerad fibermassa med Hg/ORG ≈ 150 ppm.• Den första ökningen i MYNN av ORG/TS från 10% till 20% och Hg/ORG från 0.3 till 10ppm tyder på ett tillskott av Hg-kontaminerad fibermassa med Hg/ORG ≈ 20 ppm.• Den snabba ökningen i MYNN av ORG/TS från 20% till 30% och Hg/ORG från 10 till 100ppm tyder på ett tillskott av Hg-kontaminerad fibermassa med Hg/ORG ≈ 300 ppm.

• Hela ökningen i PROF av ORG/TS från 9% till 15% och Hg/ORG från 0.6 till 16 ppm tyderpå ett tillskott av Hg-kontaminerad fibermassa med Hg/ORG ≈ 40 ppm. Men detta ärmedelutfallet av olika händelser i olika perioder och inkluderar inblandningen av rent sedimentunder dessa perioder.• Den första ökningen i PROF av ORG/TS från 9% till 12% och Hg/ORG från 0.6 till 5 ppmtyder på ett tillskott av Hg-kontaminerad fibermassa med Hg/ORG ≈ 20 ppm.• Ett observerat maximum i PROF med en ökning av Hg/ORGf från ≈5 till ≈50 ppm (dvsminimalt utspätt med omgivande sediment) samtidigt med ökningen av ORG/TS från 12% till15% tyder på ett initialt tillskott av Hg-kontaminerad fibermassa med Hg/ORG ≈ 200 ppm.• Den snabba ökningen i PROF av ORG/TS från 12% till 15% och Hg/ORG från ≈5 till dagens16 ppm tyder på ett sekundärt tillskott av Hg-kontaminerad fibermassa med Hg/ORG ≈ 60 ppm.• Den trefaldiga skillnaden i Hg/ORG mellan maximum (deponerat) och ytsediment(resuspenderat) skulle kunna tolkas som att den vertikala sedimentomblandningen(utspädningen av Hg) i mobila sediment som är källan till resuspenderat sediment (PROF-EROoch PROF-TRA) är minst 3 gånger djupare än i PROF-ACK.

• Utifrån profilerna av Hg och ORG i både MYNN och PROF kan det genomsnittligaHg/ORG i utsläppt fibermassa uppskattas till 100-200 ppm. Ett värde på 150 ppmkan användas som källterm för modellering. Detta gäller även om ökningen i ORG skullehärröra från samtidig eutrofiering.• Värdet stämmer överens med observerade maxima av Hg/ORG ≈ 50-500 ppm i djuparesediment i och uppströms Turingeåns dammar (Hasselrot 1970, Huononen 1991).• Mycket fibermassa ligger uppenbarligen kvar i dagens ytsediment med sina förhöjda halter avbåde Hg och ORG.• Det tyder dels på en mycket långsam återhämtning (självrening) av systemet pga antingenkontinuerlig sekundär tillförsel till sjön eller sedimentomblandning, dels på en låg Hg-mobilitet,eftersom mycket Hg fortfarande ligger nära källan.


1998-05-22, pdf-version 2001-04-30 Sida 34 (67)

TURINGEÅN

Halter och erosion av partiklar i ån

• Yngern levererar ett vatten med SUSP ≈ 3 mg/l, varav hälften är ORG (Huononen 1997).• Inloppet till Turingen har SUSP ≈ 10 mg/l, varav ungefär 30% utgörs av ORG (Huononen1997).• Det innebär att åvattnet tar med sig ett tillskott på 7 mg/l SUSP genom erosion av sediment ochmark. • Det innebär att den årliga erosionen är 140 ton per år. Jämt fördelad över en åsträcka på 4 kmmotsvarar det 35 kg/m a. Jämför stranderosion i sjön genom vågornas inverkan ≈ 60 kg/m a (seMASSBALANS AV PARTIKLAR I SJÖN).• Massbalans av SUSP och ORG visar att det eroderade materialet måste innehålla ORG ≈ 20%.Det är faktiskt ungefär vad man hittar i ytliga dammsediment (genomsnitt, delvis uppskattat frånvattenhalt, Hasselrot 1970, Huononen 1991).• SUSP var betydligt högre vid Vidbynäsdammen än vid Ströpstadammen både under våren ochsommaren 1995, dvs före omläggningen av ån förbi dessa dammar. Det tyder på en kraftigerosion av potentiellt kontaminerat material i ån mellan dammarna eller i Vidbynäsdammen.Under hösten 1995, då saneringsarbeten pågick, var SUSP till och med högre uppströms ännedströms, men bara fram till december då entreprenadarbetena avslutats och flödena ökade(Huononen 1997).

Halter och källor av Hg i åvattnet

• Vattnet som lämnar Yngern kan väntas innehålla partiklar med Hg/ORG ≈ 0.6 ppm liksom iandra relativt opåverkade sjöar.• Våren och sommaren 1995 strax före saneringen var Hg/ORG nedströms Ströpstadammenkraftigt varierande mellan låga och höga Hg/ORG ≈ 1.8-20 ppm med ett medelvärde omkringkanske 5-10 ppm (data från Huononen 1997).Nedströms Vidbynäsdammen visade sig däremot konstant höga värden av Hg/ORG ≈ 6-20(50)ppm även vid låga flöden, med typiska värden omkring 10 ppm. Det tyder på attStröpstadammen inte var den enda källan av Hg i Turingeån, utan att en betydande Hg-källautgjordes av Vidbynäsdammen eller strömsträckan mellan dammarna. Dessa verkar ha matatsperiodiskt med kontaminerat sediment eroderat från Ströpstadammen. Högre SUSP nedströmsoch dess samvariation med TotHg tyder på att Hg-tillskottet bestod främst av partikulärt Hg.• Massbalans av mängder och relationer av SUSP, ORG och Hg i Turingeån tyder på att detmaterialet som eroderats i ån hade en Hg/ORG ≈ 20 ppm.• Även om det förefaller vara ett högt värde så är det ett lägre värde än i mycket avStröpstadammens sediment (Hg/ORG ≈ 10-100 ppm, Huononen 1991). Det tyder liksom lägrehalter längre nedströms på en utspädning av kontaminerad fibermassa genom erosion avokontaminerad mark längs åfåran.• Det stämmer väl överens med att dammarnas Hg/ORG är flera gånger lägre jämfört med denberäknade Hg/ORG i fabrikutsläppen (50-500 ppm, se PRIMÄRKÄLLAN) pga initial utspädningmed eroderad mark.• Skillnaden mellan Hg/ORG i SUSP och i dammarnas sediment idag förefaller logisk liksomden initiala utspädningen av fibermassan i dammarna, eftersom dammarna utgörackumulationszoner snarare än erosionszoner även för naturliga sedimenterande partiklar.• Således härrör merparten av det eroderade sedimentet i ån från naturligmarkerosion och lövfall. Dessa medför en flerfaldig spädning av Hg/ORG, först från


1998-05-22, pdf-version 2001-04-30 Sida 35 (67)

fabriken till dammarna när dessa var Hg-sänkor, och sedan ytterligare tre gånger när dammarnablev dominerande yttre källor av Hg till sjön.

• Hg-omsättning: se även SANERING AV TURINGEÅN 1995 nedan.

EROSION I MYNNINGSOMRÅDET

• MYNN har de högsta Hg/ORG fortfarande frilagda vid sedimentytan, vilket talar för enkontinuerlig erosion. Dessa skikt utgör dessutom de mest kontaminerade mobila sediment i helasystemet (Hg/ORG ≈ 50-100 ppm). De är fortfarande inte övertäckta av mindre kontamineradesediment, trots att alla tänkbara källor av ORG runtom inklusive deposition av partiklar frånTuringeån och resuspension av PROF tillför mindre kontaminerade ORG.• Ett tillräckligt bidrag av Hg för att förklara fastläggningen i PROF uppnås med en årlignettoerosion av ungefär 1 cm ytsediment inom mynningsområdet, vilket är ett rimligt värde påsedimenterosion. Det innebär att MYNN trots sin begränsade yta skulle kunna vara den endakällan av resuspenderat Hg.• Den årliga transporten utgör då 1-2% av förrådet i MYNN, vilket kan översättas till entillfriskningstid på 50-100 år, alltså ungefär detsamma som för den osanerade Turingeån(se FÖRRÅD OCH OMSÄTTNING AV Hg I TURINGEN). Detta gäller om MYNN är den enda källanav resuspenderat Hg.• Hg/ORG är flera gånger högre i MYNN än i partiklarna från Turingeån, som höll en lägreHg/ORG än sjöns profundalsediment redan före saneringen 1995.• Allt detta stödjer hypotesen att MYNN är den dominerande Hg-källan i sjön.• Det i sin tur innebär att MYNN borde ha högsta prioritet för fortsatt sanering.• Även om det sannolikt finns andra källor av resuspenderat Hg (se KÄLLOR AV Hg I

SUSPENDERAT MATERIAL, RESUSPENSION I TURINGEN), så dominerar troligen ändå MYNNtrots sin begränsade yta.


1998-05-22, pdf-version 2001-04-30 Sida 36 (67)

RESUSPENSION I TURINGEN

• Resuspension leder till att kontaminerat sediment återförs till vattenmassan och sedan till ytligasediment, vilket kan leda till förhöjt bioupptag av Hg i sjön.• Resuspension leder till att kontaminerat sediment transporteras nedströms, vilket kan vara enav de viktiga spridningsvägarna för Hg.

• Resuspensionen kan kvantifieras utifrån Hg-balansen, dvs genom att beräkna hurmycket sediment som måste resuspenderas för att täcka det saknade årstillskottet av Hg (1.7kg/a) som fastläggs på profundalens ackumulationsbottnar.• En rimlig förenkling är antagandet att erosionshastigheten är densamma i alla mobila sediment.Där erosionskrafterna är starkast ackumuleras minst mobilt sediment, dvs ackumulation ochresuspension pågår kontinuerligt. Där erosionskrafterna är svaga kan sediment tillfälligtackumuleras men också resuspenderas lättare eftersom det rör sig om mobilarepartikelfraktioner, dvs ackumulationen och resuspension sker stötvis. Över längre tidsintervallkan flödena antas vara lika stora.• Olika mobila sediment innehåller följande Hg-mängd i den översta mm: MYNN 0.26 kg, LITT0.008 kg, PROF-ERO <0.08, PROF-TRA <0.18 kg. Det är tydligt att MYNN dominerar trotssin lilla yta.• Summan är 0.53 kg, vilket motsvarar enbart en tredjedel av det saknade årstillskottet avfastlagt Hg i PROF.• Massbalans innebär en årlig minimal "netto"erosion av 0.3-0.4 cm/a i mobila sediment, elleren "brutto"erosion på minst 0.6-0.8 cm/a som sedan sedimenterar jämt över sjön.• En alternativ beräkning är baserad på att Hg/ORG i MYNN inte är 100 utan enbart 50 ppm,eller att MYNN är hälften så mobil som andra mobila sediment:• Olika mobila sediment innehåller följande Hg-mängd i den översta mm: MYNN 0.13 kg, LITT0.008 kg, PROF-ERO <0.08, PROF-TRA <0.18 kg. Nu dominerar transportbottnar, som dockär en tertiärkälla jämfört med MYNN, som kan betraktas som sekundärkälla och bör saneras iförsta hand.• Summan är 0.40 kg, vilket motsvarar en fjärdedel av det saknade årstillskottet av Hg avfastlagt Hg i PROF.• Det skulle innebära en årlig "netto"erosion av 0.4-0.5 cm/a .

• Hg-balansen stämmer väl överens med partikelbalansen, om man beaktar attpartikelkoncentrationen varierar i olika sediment.• Överensstämmelsen mellan de olika metoderna att uppskatta resuspensionen av Hg ochpartiklar är god, inte minst med tanke på alla förenklingar som har gjorts med avseende påresuspension av sediment (sedimentkvalitet, vindriktning, vindexponering, vassfiltret,vattenskiktning, sluttning, vattendjup etc.) och Hg (vertikalgradienter i sedimentet,horisontalvariationer, selektiv erosion av organiskt material, olika exponeringsgrad förresuspension av sediment med olika kontamineringsgrad etc.).• Till sedimentresuspensionen tillkommer nettotillförsel av sediment från tillflödet(kontaminerad), produktion (troligen svagt kontaminerad genom sorption av löst Hg), och ffastranderosion (nästan okontaminerad) som leder till en utspädning av kontaminerade sediment.• Mobila sediment blandas vertikalt, vilket ger en viss bufferteffekt (fördröjning) vidkontaminering eller sanering. Omblandningsdjupet är uppskattningsvis 1-5 cm (se FÖRRÅD

OCH OMSÄTTNING AV Hg I TURINGEN).


1998-05-22, pdf-version 2001-04-30 Sida 37 (67)

FÖRRÅD, FLÖDEN OCH OMSÄTTNING AV Hg

Hg-AVGÅNG TILL ATMOSFÄREN

• Nyare undersökningar tyder på att 1-10% av vattnets reaktiva Hg förångas dagligen undersommaren (bl a i Porcella et al. 1995), och betydligt mindre under vintern eftersom biologiskaprocesser dominerar förångningen.• Koncentrationen av löst Hg i Turingens ytvatten är 1-2 ng/L (Fig. 3+4, Huononen 1997 ochsamtidigt insamlade sjödata), varav reaktivt Hg kan väntas utgöra hälften eller mindre (Meili etal. 1991).• Om hela sjövolymen antas bidra till Hg-avgången (sommarens epilimnion utgör ändåmerparten av hela sjövolymen, 50-100% beroende på årstid), så utgör den årliga Hg-avgångentill atmosfären under sommaren (≈150 d/a) ungefär 1-10 g/a, med det lägre värdet som det meratroliga.• Tillkommer Hg-avgången med gasbubblor som frigörs från fibersedimenten, som uppgår till0.01-0.1 g/a (se Hg I GASBUBBLOR), dvs betydligt mindre än Hg-avgången från ytvattnet somsker i alla sjöar och utan bubbelbildning.• I Turingen är avgången av Hg till atmosfären således 10-100 gånger mindre änborttransporten av Hg via utloppet.

FLÖDEN OCH MASSBALANS AV Hg I TURINGEN

• Kontamineringen av sjön (sedimenterade partiklar i PROF liksom fisk) har varit rätt konstant iöver 10 år. Konstant kontaminering innebär att systemet är i en dynamisk jämvikt, ffa attvattnets koncentration är konstant, eftersom det är genom vattnet som materialförflyttningarsker. Det i sin tur förutsätter att summan av inflöden och utflöden är av samma storleksordningunder lång tid.• Vid massbalansberäkningar ska hänsyn tas till att Hg föreligger i olika faser: bundet tillpartiklar, löst, och som gas. In- och utflöde av Hg med Turingeån kan beräknas genom attmultiplicera halter i vattnet (se TURINGEÅN och Hg I SJÖVATTEN) med vattenflödet (seHYDROLOGI). Övriga flöden framgår av respektiva avsnitt i texten.

• Transporten av Hg till sjön domineras av tillflödet från Turingeån (0.6 kg/a före saneringoch ≤0.3 kg/a efter, varav nästan allt Hg föreligger i partikulär form). Tillkommer den direktaatmosfäriska depositionen som kan uppskattas till 0.01 kg/a utifrån depositionen på sjöytor iområdet (jf. Meili 1991b), och erosionen av strandsediment (0-0.02 kg/a, se TURINGEÅN).

• Transporten av Hg från sjön utgörs ffa av borttransport genom utflödet (0.1-0.2 kg/a,varav större delen föreligger i partikulär form). En 10-100 gånger mindre mängd avgår genomreduktion och förångning till luften, dvs 0.001-0.01 kg/a (se Hg-AVGÅNG TILL ATMOSFÄREN).Tillkommer en intern sänka, fastläggningen i profundala sediment under vågbasen (≈2 kg/anettoackumulation).

• Massbalansräkningen visar att det saknas en sekundär Hg-källa på hela 1.7 kg/a, vilketmotsvarar 50 kg sedan 1966. Den enda tänkbara källan av sådan storlek är erosionen av hög-kontaminerade sediment i mynningsområdet.• En jämförelse visar att ett fåtal transportprocesser med nettoflöden ≥0.1 kg/a domineraromsättningen av Hg i sjön, medan alla andra nettoflöden är ≤0.02 kg/a.


1998-05-22, pdf-version 2001-04-30 Sida 38 (67)

FLÖDEN AV PARTIKULÄRT Hg I SJÖVATTNET

• Intressant för bedömningar är att jämföra olika flöden av Hg till och från sjövattnet, dels medavseende på mängder, dels nettoflöden och omsättningstider.

kg/år %Utflöde med Turingeån 0.1 5Sedimentation på ackumulationsbottnar 1.8 95———————————————————————————————Summa 1.9 100

• Den dominerande långtidssänkan är ackumulationsbottnarna (nedanför vågbasen på c:a 5 m)medan utflödet nästan är försumbar.• Observera att det sker en 95%-ig nettofastläggning av inkommande Hg. Detta gäller i enjämviktssituation, dvs utan stora fluktuationer i Hg-belastningen utifrån.• Observera att andra sediment fungerar som tillfälliga mellanlagringsplatser.

• Källorna (nettoflöden!) av Hg till Turingens vatten fördelas enligt följande:

kg/år %Inflöde med Turingeån (före sanering) 0.6 32Nettoresuspension i mynningsområdet (inkl vass) 0.9 48Nettoresuspension i vassområden (0-2 m djup) 0.01 <1Nettoresuspension på erosionsbottnar (0-2 m djup) 0.02 1Nettoresuspension på transportbottnar (2-5 m djup) 0.35 19Nettoresuspension på ackumulationsbottnar (5-10 m djup) 0 0———————————————————————————————Summa 1.9 100

0

1

2

IN UT

ÅN

MYNN

LITT

PROF-ERO

PROF-TRA

PROF-ACK

Figur 5: Nettoflöden (kg/år) av partikulärt Hg genom Turingens vattenmassa.


1998-05-22, pdf-version 2001-04-30 Sida 39 (67)

• Haltutvecklingen av löst Hg i bottenvattnet under sommarskiktningen (Fig. 4) skulle kunnatolkas som att det avgår löst Hg från sediment till vattnet (det kan också röra sig om enanrikning av Hg som frigjorts från sedimenterande material). Enligt uppskattningar baserade påytor, volymer och tider rör det sig om högst 0.01-0.1 kg/år, vilket är försumbart förmassbalansen. Däremot kan det vara av stor betydelse för bioackumulationen, eftersommerparten av anrikningen i vattnet verkar utgöras av MeHg (Fig. 4). Haltutvecklingen i löst fasoch i biota styrs dock av mängden partikulärt Hg, vilket således är den relevanta fraktionen förprognoser och sanering.

FÖRRÅD OCH OMSÄTTNING AV Hg I TURINGEN

• Redovisade förråd av Hg i olika sediment är baserade på sedimentkarteringar i Turingeån(Huononen 1991), MYNN (Persson 1996a), PROF (Huononen 1991, Persson 1996a, 1996b)och LITT (Hjorth 1996), i kombination med bedömningar rörande den horisontella och vertikalautbredning av kontaminerade sediment i tiden (se SEDIMENTFÖRDELNING och Hg I SEDIMENT).Observera att LITT inte omfattar mynningsområdets vassbälten.• Uppskattade förråd av Hg i olika delar av hela systemet omkring 1970 (efter det storautsläppet, rekonstruktion genom modellberäkningar) och 1995 (före sanering), samt naturligaomsättningstider (halveringstider):

Förråd Förråd T50%1970 1995 1995kg Hg kg Hg år

Turingeån (före sanering) ≈120 ≈100 100Mynningsområdet (inkl vass) ≈130 ≈100 50Vassområden (0-2 m djup) ≈1 ≈1.5 10Erosionsbottnar (0-2 m djup) ≈15 ≈1.5 2Transportbottnar (2-5 m djup) ≈30 ≈20 10Ackumulationsbottnar (5-10 m djup) ≈60 ≈130 —Summa 356 353

Turingeån (efter sanering) ≈5 10

• Omsättningstiderna visar hur snabbt enskilda delar skulle återhämta sig om all tillförsel till demupphörde, samtidigt som borttransporten fortsatt oförändrat. Eftersom delarna står i kontaktmed varandra är de verkliga återhämtningstiderna dock ofta längre. Så länge transporten av Hgmellan olika delar fortgår är det på lång sikt vanligen den längsta tiden som gäller för helasystemet.• Observera att de uppskattade omsättningstiderna avser situationen 1995 men kan väntas öka pålång sikt.• Fastläggningen av Hg genom resuspension och fokusering har en tidsskala (halveringstid) påflera decennier.• En jämförelse av omsättningstider (inte bara mängder) kan ge en fingervisning om vilkaåtgärder som kan ge störst effekt på lång sikt.


1998-05-22, pdf-version 2001-04-30 Sida 40 (67)

• Idag ligger ungefär hälften av allt Hg i sjön fortfarande på mobila bottnar.• Den totala mängden Hg (≈250 kg) eller den mobila mängden (≈120 kg) i sjöns sediment kanjämföras med det sammanlagta inflödet av Hg till sjön som på 30 år sedan fabriksutsläppenupphört uppgår till enbart ≈20 kg. Det skulle kunna tolkas som att Hg i sjöns fisk idag till över80% består av Hg som har kommit till sjön för länge sedan och inte av det som rinner till idag.• Dessutom är Hg/ORG i tillflödet lägre än Hg/ORG i sedimentet, vilket tyder på attinkommande sediment inte kontaminerar utan snarare späder ut befintliga profundalsedimentsom fortfarande är dubbelt så kontaminerade som inloppssediment. Betydelsen av inkommandesediment kan dock vara en annan för SUSP och LITT.

• Modellberäkningar ger följande mobila Hg-förråd 10 år efter en full sanering:

Förråd T50%2010? 2010?kg Hg år

Turingeån ≈2.5 10Vassområden (0-2 m djup) ≈1.0 10Erosionsbottnar (0-2 m djup) ≈0.4 2Summa 4

0

100

200

300

400

1970 1995 2010

ÅN

MYNN

LITT

PROF-ERO

PROF-TRA

PROF-ACK

Figur 6: Potentiellt mobila förråd av Hg (kg) i Turingen och åsträckan uppströms:rekonstruktion av situationen efter utsläppen, situationen idag, och prognos för situationen 10 årefter en framgångsrik full sanering.


1998-05-22, pdf-version 2001-04-30 Sida 41 (67)

Tidsutveckling av Hg-tillförseln till sjön med Turingeån

• Uppskattade årliga och periodvist ackumulerade transporter till sjön före, under och efter Hg-pulsen, som här antas ha uppkommit omkring 1966:

ORG Hg ∑Hgg/m2a µg/m2a kg

Period medel medel tillskott

<1850 40 ≤15 —1850-1946 ≤50 ≤30 ≤31946-1966 ≥50 ≈500 ≈10Hg-puls >2000 >200000 >2001967-1980 ≥60 ≥600 ≥101981-1995 60 ≈600 ≈101996- ≤60 ≤300 ≈5

• Sjöns Hg-innehåll eller den ackumulerade tillförseln ovan kan jämföras med det ackumuleradenaturliga Hg-inflödet under hela perioden 1946-1996, som är drygt 1 kg, utgående ifrån att detårliga Hg-inflödet kan väntas ha successivt ökat till drygt det dubbla sedan tiden före 1850. Denatmosfäriska direktbelastningen under samma tid är ännu mindre (<0.5 kg).• Sjöns Hg-innehåll eller den ackumulerade tillförseln kan jämföras med Hg-utflödet under helaperioden 1946-1996, som är max 5 kg, utgående ifrån att dagens utflöde på 100 µg/m2atroligtvis är en överskattning som medelvärde och att den lösta andelen har varit konstant. Detskulle tyda på att den totala retentionen av inkommande Hg i Turingen har varit 95-99%.• Observera dock att både Lilla Turingen och Mälaren innehåller uppskattningvis några procentav Hg-mängden i Turingen, vilket tyder på att Hg-retentionen i Turingen har varit 80-95% . Det stämmer överens med uppskattningar från direkta observationer 1995 (in 0.6 kg, ut0.1 kg).• Skillnaden mellan olika uppskattningar av retentionsgraden kan förklaras antingen med enbetydande Hg-transport vid enstaka resuspensionshändelser under oskiktade förhållandenförenad med stora flöden (våren), eller med en betydande andel löst Hg under tiden som utsläpppågick (vilken stöds av undersökningar i Rolfstaån 1996), eller med att Hg-pulsen hade en lågmobilitet (vilket skulle stödja dammbrott som möjlig orsak).


1998-05-22, pdf-version 2001-04-30 Sida 42 (67)

Tidsutveckling av Hg-tillförseln till sediment och fastläggning påackumulationsbottnar

• Uppskattad årlig sedimentation av utsläppt Hg (inkl resuspension): periodvis sedimentation påackumulationsbottnar (dvs på 50% av sjöns area), samt tillfällig lagring i mobila sediment(mynningsområde samt övriga strand- och transportbottnar):

ORG Hg Hg Hg HgSED SED ACK-PR MYNN ÖVR

g/m2a µg/m2a kg kg kgPeriod medel medel nettotillskott

<1850 140 ≈50 — — —1850-1946 200 ≈100 — — —1946-1966 200 ≈1000 10 <1? <1?Hg-puls ≈1000 ≈100000 50 120 45

1967-1980 250 ≥4000 35 -10 -151981-1995 250 ≈4000 30 -10 -101996- ≤250 ≤4000 ? ? ?—————————————————————————————————Summa ≈130 ≈100 ≈20


1998-05-22, pdf-version 2001-04-30 Sida 43 (67)

Jämförelse med observerade sedimentprofiler

• Det rekonstruerade förloppet (se även REKONSTRUERAD UTSLÄPPSHISTORIK) kan jämförasmed Hg-kontamineringen i daterade sedimentprofiler (Persson 1996a, 1996b).Överensstämmelsen är slående om man utgår ifrån en bioturbation ner till 2 cm (Fig. 7).

Hg-

flöde

(kg

/år)

0

2

4

6

8

10

1940 1950 1960 1970 1980 1990 2000

Inflöde

Sedimentation

Sed.-profil 1996

Resuspension

Bioturbation

Pulsutsläpp

Driftutsläpp

Figur 7: Rekonstruerade årliga transporter av Hg till sjön och till sediment, samt resulterandeHg-profil på ackumulationsbottnar med en bioturbation i de översta 2 cm.

• Dateringen för pulsutsläppet är något osäker och kan vara något senare än 1966, men som iberäkningarna ovan är tidpunkten här satt i början på intervallet.• Toppens utseende kan förklaras med ett pulsutsläpp i kombination med en kraftigomblandning i de översta 2 cm under sedimentytan. En sådan omblandning är precis vad mankan vänta sig som resultat av bioturbation. Detta talar för att den stora föroreningen av sjönverkligen måste ha skett under mycket kort tid, annars skulle inte toppen vara lika skarp. Hg-profilens form påminner dessutom om profilen av Cs-137 som sedimenterade kort efterpulsutsläppet från Tjernobyl 1986.• Svansens utseende kan förklaras med en sekundärbelastning genom resuspension avstrandnära sjösediment som kontaminerades samtidigt.


1998-05-22, pdf-version 2001-04-30 Sida 44 (67)

SYSTEMANALYS

• Modellberäkningar har gjorts rörande kvicksilverkontamineringen i Turingen utgående fråntillgängligt datamaterial och från rimliga uppskattningar där data saknats. Målet har varit att få enöverblick över tillgänglig information i ett ekosystemperspektiv, samt att använda denna för attgöra prognoser och för att testa olika åtgärdsstrategier. Förenklingar har varit nödvändiga, ochmånga av beräkningarna är behäftade med stor osäkerhet, men de ger ofta ändå tydligafingervisningar. Beräkningar utgick främst ifrån undersökningar gjorda 1995 och tidigt 1996men har under arbetets gång oftast bekräftats av nytillkommen oberoende information såsomefterföljande provtagningar och jämförelser med äldre data.• Kvicksilverkontamineringen i Turingen har varit praktiskt taget oförändrad under de senaste10-20 åren, både i sediment och fisk. Det finns också en bra samstämmighet mellan tidiga ochsenare studier, vilket innebär att befintliga data är rimliga, att systemet kan analyseras utgåendeifrån en dynamisk jämvikt, och att prognoser kan göras utifrån enkla beräkningar baserade påsituationen före Turingeåns sanering 1995.

HELA TURINGEÅSYSTEMET

• Hela recipientsystemet uppskattas ha innehållit uppemot 400 kg utsläppt kvicksilver föresaneringen 1995. Turingeån med dammar innehöll då ett hundratal kg Hg. Cirka 250 kg ellerdrygt hälften av allt Hg ligger i Turingens sediment, varav ett hundratal kg Hg eller nästanhälften i Turingeåns mynningsområde. Lilla Turingen och Sundsörsviken nedströms hållervardera ett drygt tiotal kg utsläppt Hg, vilket motsvarar några få procent av allt utsläppt Hg somfortfarande finns i systemet, medan en okänd mängd kan ha förts vidare genom Mälaren. Avdetta framgår att stora mängder utsläppt Hg fortfarande ligger kvar nära källan, samtidigt somäven nedströms belägna system kontaminerats avsevärt (Fig. 8). Fördelningen ger ocksåuppslag om prioriteringar och storleksordningar för eventuella saneringar.

Turingeån

Mynningsområdet

Turingen

Lilla Turingen

Sundsörsviken

≈100 kg

≈100 kg

≈150 kg

≈10 kg

≈10 kg

Figur 8: Fördelning av kvicksilverförråd (kg Hg) i Turingeåsystemet före saneringen 1995.Mängderna har medvetet avrundats för att inte förespegla en större noggrannhet än vad hittillsgjorda undersökningar har, men kan ändå anses rätt tillförlitliga med en osäkerhet på kanske±30% för de större mängderna och en faktor 2 för de mindre.


1998-05-22, pdf-version 2001-04-30 Sida 45 (67)

• Minst 99.99% av allt Hg föreligger i partikulär fas i sediment, eftersom Turingens vatten irunda tal enbart håller 0.03 kg av totalt uppemot 400 kg. Även om man jämför allt Hg i rörelseunder ett år i Turingen (minst 5 kg Hg resuspenderas med sediment, enbart 0.1 kg Hgtransporteras bort med vattnet) så domineras mobiliteten och transporten av den partikulärafasen till 99% (eller ännu mer eftersom en stor del av vattnets Hg är partikulärt, se nedan).Eftersom den lösta fasen är försumbar med avseende på förråd och transport och dessutomdirekt beroende av den partikulära fasen bör sanering koncentreras på partikulärt Hg i sediment.

• Fördelningsbilden över Hg i systemet förändras något och får mera funktionell relevans omman jämför areellt normerade mängder av Hg på ackumulationsbottnar, dvs i sedimenten isjöarnas djupaste områden (Fig. 9).• Fördelningen kan också beskrivas utifrån koncentrationer av Hg i sediment, t ex genom attnormera mängder genom att ta hänsyn till att systemets olika delar har olika sedimentationsrater.Koncentrationer kan dessutom jämföras inom systemet och med "naturliga" koncentrationer.Dramatiska gradienter framträder även där (Fig. 10).• Eftersom Hg främst är bundet till organiskt material av olika slag är det funktionellt mestrelevant att jämföra kontamineringsgraden av organiskt material, t ex genom att relateraHg-mängderna till den organiska fraktionen snarare än hela torrsubstansen i sediment. ITuringeåsystemet är variationen av organiskt material i sediment rätt liten trots fiberutsläpp,varför fördelningen av Hg/ORG liknar fördelningen av Hg/TS (Fig. 11). Däremot blir skalan enannan som ger en bättre grund för jämförelser med biota eller mark mm.• Slutligen är det relevant att jämföra kontamineringsfaktorer, dvs förhållandet (kvoten) iHg-koncentration mellan det aktuella systemet och ett av punktutsläpp opåverkat referenssytemav samma typ. De mest kontaminerade delarna av Turingeåsystemet är än idag 100-200 merakontaminerade än bakgrundsnivån (Fig. 12).

• Vertikalprofiler av Hg i sediment visar att Hg-halterna i ytsediment har minskat till en bråkdelsedan utsläppskällan stängts, och tyder på att minskningen skedde framför allt initialt, medanförändringen under de senaste två decennierna har varit mycket långsam.• En jämförelse av vertikalprofiler av Hg i sediment visar att förloppet är nästan densamma i helasystemet (Fig. 10+11). Med andra ord, den horisontella gradienten i Hg koncentrationen harupprätthållits i nästan oförändrat skick i tre decennier, trots att den primära Hg-tillförseln harstängts och den sekundära tillförseln har minskat. Det kan förklaras med en mycket låg mobilitetav sedimentbundet Hg, i kombination med en betydande och kontinuerligt läckandesekundärkälla nära ursprungskällan.• Självreningen (relativt ett naturligt värde) är snabbast i Sundsörsviken och långsammast iTuringen. Faktorer som spelar in är hastigheten för omfördelningen av sediment genomresuspension, utspädningen med rena partiklar från sediment och mark, samt läckage frånkraftiga sekundära Hg-källor.• Både den extremt långsamma självreningen av systemet och att en betydande och kontinuerligtläckande sekundärkälla kan lokaliseras nära ursprungskällan indikerar att en sanering är bådeangelägen och genomförbar.


1998-05-22, pdf-version 2001-04-30 Sida 46 (67)

Mängden utsläppt Hg (mg/m2) i sediment påackumulationsbottnar 1996

Avstånd från Turingeåns mynning (km)

0

1000

2000

3000

0 2 4 6 8

Observationer

Turingen

Lilla Turingen

Sundsörsviken

Mängden utsläppt Hg (mg/m2) i sediment påackumulationsbottnar 1996


1

10

100

1000

10000

0 2 4 6 8

Observationer

Turingen

Lilla Turingen

Sundsörsviken

Figur 9: Hg-mängder i sediment på ackumulationsbottnar 1996 nedströms Turingeånsmynning, dels på linjär skala för att åskådliggöra mängder i absoluta tal (övre), dels pålogaritmisk skala för att åskådliggöra relationer, gradienter och processer (nedre). Linjerna visarsjötypiska värden samt sjöarnas läge i systemet.


1998-05-22, pdf-version 2001-04-30 Sida 47 (67)

Hg (ppm ts) i sedimentprofiler på ackumulationsbottnar 1996


0

5

10

15

20

25

30

0 2 4 6 8

Maximum

Ytsediment

Turingen

Lilla Turingen

Sundsörsviken

Utan utsläpp

Hg (ppm ts) i sedimentprofiler på ackumulationsbottnar 1996


0.1

1

10

100

0 2 4 6 8

Maximum

Ytsediment

Turingen

Lilla Turingen

Sundsörsviken

Utan utsläpp

Figur 10: Hg-koncentrationen relaterade till torrsubstans i sedimentprofiler påackumulationsbottnar 1996 nedströms Turingeåns mynning, dels på linjär skala för attåskådliggöra mängder i absoluta tal (övre), dels på logaritmisk skala för att åskådliggörarelationer, gradienter och processer (nedre). De tjocka linjerna visar sjötypiska värden samtsjöarnas läge i systemet.


1998-05-22, pdf-version 2001-04-30 Sida 48 (67)

Hg/ORG (ppm) i sedimentprofiler på ackumulationsbottnar 1996


0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

100

0 2 4 6 8

Maximum

Ytsediment

Turingen

Lilla Turingen

Sundsörsviken

Utan utsläpp

Hg/ORG (ppm) i sedimentprofiler på ackumulationsbottnar 1996


0.1

1

10

100

0 2 4 6 8

Maximum

Ytsediment

Turingen

Lilla Turingen

Sundsörsviken

Utan utsläpp

Figur 11: Hg-koncentrationen relaterade till organisk substans i sedimentprofiler påackumulationsbottnar 1996 nedströms Turingeåns mynning, dels på linjär skala för attåskådliggöra mängder i absoluta tal (övre), dels på logaritmisk skala för att åskådliggörarelationer, gradienter och processer (nedre). Maximum = historiskt maximum undersedimentytan. Ytsediment = dagens tillstånd. De tjocka linjerna visar sjötypiska värden samtsjöarnas läge i systemet.


1998-05-22, pdf-version 2001-04-30 Sida 49 (67)

Hg/ORG i ytsediment

0.1 1 10 100 1000

Yngern

Nykvarn HgKällaMedel

Ströpsta HgMax

Ströpsta HgMedel

Turingeån

Turingen Mynning

Turingen Mynning Litt.

Turingen Profundal

Turingen Littoral

Lilla Turingen Profundal

Lilla Turingen Littoral

Sundsörsviken Mynning

Sund./Mälaren Profundal

Sund./Mälaren Littoral

Sediment 1996

Sediment okontam.

Susp. 1996

Kontamineringsfaktor i ytsediment (naturlig = 1)

0 50 100 150 200 250

Yngern

Nykvarn HgKällaMedel

Ströpsta HgMax

Ströpsta HgMedel

Turingeån

Turingen Mynning

Turingen Mynning Litt.

Turingen Profundal

Turingen Littoral

Lilla Turingen Profundal

Lilla Turingen Littoral

Sundsörsviken Mynning

Sund./Mälaren Profundal

Sund./Mälaren Littoral

Sediment 1996

Susp. 1996

Figur 12: Hg-föroreningen av olika ytsediment och suspendat i Turingeåsystemet, uttryckt delssom Hg/ORG på log-skala (övre) och dels som normaliserade kontamineringsfaktorer på linjärskala (nedre). Figuren ger en syntes av observationer, beräkningar, och uppskattningar.


1998-05-22, pdf-version 2001-04-30 Sida 50 (67)

• Medan ovanstående figurer belyser systemets tillstånd, kan dynamiken belysas utifrån nyaanalyser av material i sedimentfällor som samlats in under åren 1994-97 (se tidigare avsnitt).Genom att sätta resultaten i relation till sammansättningen och kontamineringsgraden av partiklari olika delar av systemet får man en bra bild över omsättningen av partiklar och därmed även Hgi hela systemet.• Hg-kontamineringen av partiklar varierar mellan två extremtillstånd: typiska sjösedimentoch tidigare utsläppta fibermassor (Fig. 13). Partiklarnas Hg-halt antas som tidigare vararelaterat till halten organiskt material.• Halten organiskt material varierar mellan huvudsakligen organiska partiklar i fiberutsläppoch huvudsakligen oorganiska partiklar i rinnande vatten (Fig. 13).

Turingeåns sediment

före / efter sanering 95,

vid högflöde / lågflöde:

åsed. före / högflöde

åsed. efter / lågflöde

Turingens sediment i mynningsområdet

åsed. efter / högflöde

åsed. före / lågflöde


vår95

hö94

vi97

(vi)96

100

Hg (µg/g TS)

Fiberutsläpp

ORG (% TS)

Typiska sjösediment

0.1

1

10

10% 40%30%20%

vår97

grovkornigt —— finkornigt

rent

förorenat

Turingen, mynningsområdet

Turingens profundalfällor

Turingens littoralsediment

Figur 13: Koncentrationen av kvicksilver och organiskt material i sedimentfällor i Turingeånsmynningsområde i Turingen under 1994-1997. Observera log-skalor. Referenslinjer visar dentypiska sammansättningen av material från olika möjliga källor och i andra delar av sjösystemet.Perioder under is eller med höga vattenflöden är ring-markerade. Profundalfällor i Turingenscentrala del visas här som skuggat område för jämförelse men redovisas också för sig i Fig. 14.


1998-05-22, pdf-version 2001-04-30 Sida 51 (67)

• Sedimentfällorna i Turingens alla delar (mynningsområdet, centrala delen, Lilla Turingen)innehåller material som är mindre kontaminerad än underliggande profundalsediment (Fig.13+14). Det är ett tecken på den självreningen som pågår och som också syns i vertikala Hg-profiler i profundalsediment. Självreningen är dock mycket långsam eftersom den bromsaskraftigt av en upprepad omblandning och resuspension av sediment.• Orsaken till skillnaden mellan sediment och sedimentfällor sommartid är knappast saneringenav Turingeån 1995, eftersom bilden är densamma både före och efter saneringen.• I mynningsområdet finns det perioder då inflödet dominerar över resuspensionen, vilket ledertill en sedimentation av partiklar med lägre halt organiskt material som påminner om sediment irinnande vatten. Det kan ske antingen vid låga partikelflöden (under is) eller vid störrepartikelflöden som till exempel vid hög vattenföring och låg turbulens i sjön. Dessa perioderkännetecknas dock båda av partikelflöden som är lägre än normalt, vilket gör att deras påverkanpå sedimentsammansättningen är mycket långsam.• Sedan saneringen av Turingeån 1995 verkar dessa låg-organiska partiklar också ha en lägreHg-halt än sommarens sedimentation, baserat på ett fåtal mätningar med stor variation (Fig.13+14). Men även här gäller att deras påverkan på sedimentsammansättningen är mycketlångsam pga lågt bidrag till partikelflödet.• Periodvis kan Hg-halten också vara mycket högre ffa i mynningsområdet (Fig. 13). Det kantillskrivas resuspension av högkontaminerat mynningssediment (eller också dammsedimenteftersom det var före saneringen), som också bidrar till att bromsa upp självreningen.


Lilla Turingens profundalsediment

vi97


efter sanering / lågflöde

ORG (% TS)

0.1

1

10

10% 40%30%20%

Hg (µg/g TS)

so91

so91

vår97

Turingen, djupområdetL. Turingen, djupområdet


efter sanering / högflöde


Lilla Turingens littoralsediment


Figur 14: Koncentrationen av kvicksilver och organiskt material i sedimentfällor i Turingensoch Lilla Turingens centrala områden under 1991-1997. Observera log-skalor. Referenslinjervisar den typiska sammansättningen av material från olika möjliga källor och i andra delar avsjösystemet. Perioder under is eller med höga vattenflöden är ring-markerade.


1998-05-22, pdf-version 2001-04-30 Sida 52 (67)

• Till skillnad från Turingen innehåller Sundörsvikens fällor material som är merakontaminerad än underliggande profundalsediment (Fig. 15). Det visar en fortsattkontaminering av nedströms belägna vatten, men också en effektiv utspädning med rentsediment i en stor sjö.• Skillnaden mellan Turingen och Sundörsviken kan också tolkas som en långsam utjämning avkontamineringen och en omlagring av Hg-problemet till system nedströms.• I Sundsörsvikens sedimentfällor syns tydligt en kraftig haltökning som sker vid högvattenföring. I dessa perioder får sedimenterande partiklar en Hg-halt som är mycket lik den iLilla Turingens profundalsediment eller Turingens littoralsediment, vilket är en tydlig indikationpå resuspensionens inverkan på kvicksilvrets rörlighet.• Detta gäller både före och efter Turingeåns sanering 1995.


Lilla Turingens profundalsediment

Sundsörsvikens profundalsediment

hö94 vår97

(vi)96 vi97höst

ORG (% TS)


0.1

1

10

10% 40%30%20%

Hg (µg/g TS)

so91

Sundsörsviken, mynningsområdet


Lilla Turingens littoralsediment

Figur 15: Koncentrationen av kvicksilver och organiskt material i sedimentfällor i Turingeånsmynningsområde i Sundsörsviken under 1991-1997. Observera log-skalor. Referenslinjer visarden typiska sammansättningen av material från olika möjliga källor och i andra delar avsjösystemet. Perioder under is eller med höga vattenflöden är ring-markerade.


1998-05-22, pdf-version 2001-04-30 Sida 53 (67)

TURINGENS Hg-OMSÄTTNING

• Koncentrationen liksom mängden Hg i Turingens sediment varierar mellan olika delar av sjön,vilket ger värdefull information om systemets funktion, framför allt när koncentrationernarelateras till mängden organiskt material. En förenklad syntes av tillgängliga data redovisas iFig. 16+17.

• Merparten (80-100%) av inkommande Hg fastläggs i Turingens bottensediment: Den årligatillförseln till sjön var ungefär 0.6 kg Hg (före Turingeåns sanering 1995), medan utflödetenbart är 0.1 kg Hg vilket inkluderar även Hg som härstammar från sjöns egna förråd. Detsamstämmer med att inkommande Hg på årsbasis domineras av partikulärt Hg, även eftersaneringen.• Hg som sedimenterar i sjön härstammar till ungefär 90% från resuspension (uppvirvling) avsediment inom sjön: Varje år deponeras minst 4 kg Hg på sjöns bottnar, varav 2 kg fastläggs påsjöns ackumulationsbottnar. Dessa siffror kan jämföras med den årliga Hg-tillförseln till sjön(netto) som utgör enbart 0.5 kg Hg.• Den ackumulerade sedimentationen av Hg sedan 1980 uppgår således till sammanlagt över 20kg Hg netto (eller över 50 kg Hg brutto om sedimentfokuseringen är långsam). Det endaförrådet av Hg i sjön som är tillräckligt stort för att svara för en kontinuerlig frigörelse av såstora mängder Hg är det extremt kontaminerade mynningsområdet, trots att det täcker enbart 4%av sjöarean. Mynningsområdets betydelse stöds av att inkommande partiklar redan föreTuringeåns sanering 1995 har varit mindre kontaminerade än sedimenterande partiklar i sjön.

• Sedimentresuspensionen svarar för merparten av förhöjningen av de totala Hg-halterna isjövattnet. Det framgår av modellberäkningar, och har nyligen bekräftats av mätningar iTuringens vatten under 1996 som visar att 70-90% av Hg förekommer i partikulär form även iytvattnet, vilket är en betydligt större andel än i okontaminerade sjöar. Andelen är ännu större ibottenvatten (89-96%).• Detta tyder också på att Hg som är bundet till resuspenderade partiklar i Turingen har enrelativt låg tendens att gå i lösning och således skiljer sig i kemisk tillgänglighet från naturligasystem. Det stämmer väl överens med den begränsade biologiska tillgängligheten avprofundalsedimentets Hg (se BIOLOGISKT UPPTAG).• Sedimentresuspensionen svarar därmed även för en stor andel av Hg-transporten nedströms.Eftersom transporten genom systemet idag i stor utsträckning sker i partikulär form, är denmycket långsam pga benägenheten för återsedimentation.

• Det organiska materialet i växtbältens strandsediment är betydligt mindre kontaminerat än iprofundalsediment. Så var det troligtvis från början, vilket både den vertikala och horisontellafördelningen av Hg-koncentrationer tyder på. Den troligaste orsaken är utspädningen av Hgmed organiskt material som antingen producerats i sjön (makrofyter, planktonalger) eller tillförtsmed stranderosion.


1998-05-22, pdf-version 2001-04-30 Sida 54 (67)


Transportbottnar

Erosionsbottnar


0.82.7

2.7

2.76

0.6

30 100

18405

18

184

Hg(mg/kg ts)

Hg(mg/kg org)

Figur 16: Variation av Hg-halter i Turingens ytsediment (på ackumulationsbottnar även fördjupare jämntjocka skikt), relaterad till torrsubstans (vänster) och till organiskt material (höger).Den schematiserade figuren över sjön visar samtidigt relativa areor (horisontellt) samt vattendjupoch sedimentdjup (vertikalt) på olika bottnar.


Transportbottnar

Erosionsbottnar


1.51.6

18

120

100 2500

240

60

1250

Hg(kg)

Hg(mg/m )2

Figur 17: Variation av Hg-förråd i Turingens sediment på olika bottnar, uttryckt som mängder isjön (vänster) och relaterad till area (höger). Den schematiserade figuren över sjön visarsamtidigt relativa areor (horisontellt) samt vattendjup och sedimentdjup (vertikalt) på olikabottnar.


1998-05-22, pdf-version 2001-04-30 Sida 55 (67)

• Omblandningsdjupet verkar i större delen av sedimentet vara 2 cm eller mindre. I kombinationmed den höga sedimentationshastigheten i sjön (0.7 cm/år) gör det att bioturbationen är avbegränsad betydelse både för utspädningen av Hg med rent sediment från djupare skikt och förfördröjningen av återhämtningen genom kvarhållning av Hg vid sedimentytan i kontakt medvattnet. Möjligen är dock bioturbationen djupare och av betydelse för Hg-omsättningen i demest mobila sedimenten i littoralen som verkar vara relaterade till Hg i fisk.

• Den naturliga återhämtningen är långsam, med årliga omsättningshastigheter mellan 1% (ellermindre) och 5% (eller mer) för olika delar av systemet. Detta resulterar i en naturlighalveringstid omkring 100 år för hela systemet på lång sikt. Återhämtningen av Turingen styrsav den naturliga sedimentövertäckningen, medan enbart ≈0.02% av allt Hg i Turingentransporteras årligen bort nedströms.• Utan sanering av mynningsområdet kan kontamineringen av vatten och fisk antas fortgå nästanoförändrat under ytterligare flera decennier, dvs avta mycket långsamt (Fig. 18 + 19).Turingeåns sanering 1995 kan därför ha en märkbar effekt enbart på längre sikt och underförutsättning att även mynningsområdet i sjön saneras (Fig. 18).

BIOLOGISKT UPPTAG

• Hg-halterna i olika djur har samma inbördes förhållande som i andra sjöar, vilket innebär attsjöns näringsvävs-Hg befinner sig i samma inbördes jämvikt som i opåverkade sjöar.• Det finns en bra samstämmighet mellan Hg i fisk och Hg i partiklar i olika sjöar inklusiveTuringen, vilket innebär att Turingens Hg-biogeokemi i viss mån befinner sig i samma jämviktsom opåverkade sjöar, och att biotillgängligheten av Hg i grunden är densamma som i andrasjöar.• Det är möjligt att den partikulära fasen inte bara dominerar transporten utan även bioupptagetav Hg, men den lösta fraktionens roll är oklart. Koncentrationen av löst Hg i Turingens ytvattenär inte helt oväntad på samma nivå (1-2 ng/l) som i andra humusfattiga sjöar (Fig. 4, jf.Meili etal. 1991). En jämförelse med inkommande vatten från Yngern tyder (baserat på mycket tuntdataunderlag) på en måttlig eller ingen förhöjning av löst Hg (kanske 1-5x?), till skillnad frånpartikulärt Hg (kanske 10-20x?). Dessa kontamineringsfaktorer kan jämföras med gäddans (c:a7x) som ligger mittemellan, vilket tyder på att båda fraktionerna är betydelsefulla förbioupptaget. Sorptionsjämvikter mellan löst och partikulärt Hg samt överföringen mellan"oorganiskt" och metylerat kvicksilver måste dock beaktas också.• Gäddans Hg-halt verkar mest kopplad till Hg-halterna i littoralsediment och i plankton, påsamma sätt som i andra sjöar. Dessa halter kan i sin tur vara styrda av både resuspension avpartikulärt Hg och desorption av löst Hg från sediment.• Däremot är profundalsediment betydligt mera kontaminerade, dock ej profundaldjur vars Hg-halter följer andra biotas. Det tyder på en utsläpps-specifik Hg-fraktion som är bunden till tungapartiklar och har en begränsad biotillgänglighet.• Vore inte Turingen näringsrik så vore Hg-halterna i fisk troligtvis ännu högre. Detta kan varaav betydelse vid en eventuell sanering av tillrinningsområden eller sediment med avseende pånäringsämnen.


1998-05-22, pdf-version 2001-04-30 Sida 56 (67)

SANERING AV TURINGEÅN 1995

• Entreprenadverksamheten i samband med saneringen medförde en kortvarig men kraftigförhöjning (≈10x) av SUSP och Hg halter per liter nära Ströpstadammen men inte näraVidbynäsdammen. Uppenbarligen var det partikulärt Hg som mobiliserades, och det rörde sigom samma typ av material som brukar följa med åvattnet. Det stöds av att ORG/SUSP stannadeganska konstant, och att Hg/ORG höll sig nära den övre gränsen av intervallet för normalavärden.• Efter saneringen sjönk Hg/ORG i hela ån till Hg/ORG ≈ 5 ppm, med en variation på3-9(17) ppm och utan systematiska skillnader mellan de två dammutloppen 1995 (Huononen1997). Det är värden av samma storleksordning som värdena nedanför Ströpstadammen föresaneringen men hälften av värdena nedanför Vidbynäsdammen, vilket tyder på att saneringenverkar ha haft en snabb men begränsad positiv effekt på kontamineringsgraden av organisktmaterial.• Under 1996 visade däremot mätpunkten nedanför Ströpstadammen oftast nästan naturligt lågavärden av total-Hg (Fig. 3), medan mätpunkten nedanför Vidbynäsdammen under hösten 1996åter visade höga värden av total-Hg och dessutom höga Hg/ORG omkring uppskattningsvis 10-20 ppm. De låga Hg-halterna och deras samband med SUSP vid Ströpstadammen tyder på attpartiklarna i den övre delen av åsträckan inte bara är få utan även betydligt mindrekontaminerade nu, medan den nedre delen av åsträckan fortfarande kan avge kraftigtkontaminerade partiklar.• Eftersom den största delen (95%) av Hg i ån avlägsnats, kan man räkna med att effekten blirstörre med tiden allteftersom åfåran eroderas på kontaminerat material, vilket numera inte kanersättas med nytt kontaminerat material från dammarna.• Alla Hg/ORG i SUSP har beräknats ifrån total-Hg i vatten och glödgningsförlusten i SUSP,vilket är en gångbar strategi eftersom mycket tyder på att merparten av Hg i åvattnet föreligger ipartikulär form: dels sporadiskt höga halter av total-Hg, dels samvariationen av total-Hg ochSUSP, dels enstaka mätdata på filtrerat och ofiltrerat vatten under 1996. Observera också attvattenflödet liksom SUSP och total-Hg varierade kraftigt under året, men tillgängliga data tyderpå att flödesvariationer hade minimal effekt på Hg/ORG.

Transport av Hg i åvatten och kopplingen till Hg i åsediment

• Före saneringen exporterades årligen 0.6% av allt Hg i Turingeån (≈100 kg) till sjön.• Det motsvarar en halveringstid på omkring 100 år förutsatt att allt Hg är lika mobilt. Hg-förrådet i dammarna med sin relativt jämna Hg/ORG i hela sedimentet skulle med andra ord hakontaminerat sjön under ytterligare hundratals år.• Den långsamma självsaneringen av Turingeån kan vara en av orsakerna till den närmastkonstanta kontamineringen av ytsedimentet i sjön under de senaste 10-20 åren.


1998-05-22, pdf-version 2001-04-30 Sida 57 (67)

Effekt av Turingeåns sanering 1995 på Turingen

• Med saneringen isolerades enligt uppgift c:a 95% av allt Hg från ån (jf. Huononen 1991).• Efter saneringen sjönk Hg/ORG i ån snabbt till hälften, men inte lägre. Fortfarande exporterasavsevärda mängder Hg till sjön, eftersom sedimentet i åfåran också är kontaminerat.• Uppmätta koncentrationer och flöden i vattnet efter saneringen tyder på att Turingeånfortsättningsvis årligen exporterar uppskattningsvis 6% av sitt resterande Hg-innehåll till sjön.• Det motsvarar en betydligt snabbare halveringstid på omkring 10 år.• Med andra ord kan man räkna med att saneringen initialt inte ger fullt genomslag motsvarandede sanerade mängderna (95%) utan först på längre sikt. Den fortsatta självsaneringen avTuringeån kan ta några decennier. Men på längre sikt kommer Hg/ORG troligen attminska avsevärt snabbare (c:a 10x) än utan sanering.


1998-05-22, pdf-version 2001-04-30 Sida 58 (67)

PROGNOSER OCH SANERINGSALTERNATIV

Utifrån dagens förhållanden och Hg-omsättning har effekten på storleken av någrabetydelsefulla Hg-förråd beräknats genom att simulera olika saneringsalternativ:

• Ingen åtgärd• Eliminering av Turingeåns dammar (genomfört år 1995)• Muddring av mynningsområdet (presumtivt år 2000)• Övertäckning av djupa profundalsediment (presumtivt år 2000)• Övertäckning av grunda profundalsediment (presumtivt år 2000)

Dessa alternativ har testats i olika kombinationer.

Prognoser har gundats på en ingående systemanalys som inkluderar inte bara Hg-omsättningenutan även en balans för minerogent och organiskt material. Detta ger rätt unika förutsättningarför modellberäkningar som tillåter att separat manipulera olika delar av systemet på ettrealistiskt sätt.• Modellberäkningarna startar med en Hg-puls omkring 1965, i överensstämmelse medområdets historia samt vertikalprofiler av Hg i daterade sedimentkärnor (se REKONSTRUERAD

UTSLÄPPSHISTORIK). Innan dess var sjöns kontaminering troligen mindre än en tiondel så stor.Den simulerade pulsen tillför 230 kg Hg till sjön, som då enbart innehåller de 10 kg som hartillförts sedan 1945. 100 kg deponeras jämt fördelat över sjön (hälften på ackumulationsbottnar)utom i littoralen där växtlighet och longitudinell retention kan väntas ha en fördröjandefiltereffekt, och resterande 130 kg i mynningsområdet inklusive strandzon. Samtidigt antas liggaytterligare 120 kg i Turingeåns dammar 1966.• Modellberäkningarna stämmer i alla väsentliga delar överens med tillgängliga data överinitialsituationen, dagens situation, det totala Hg-förrådet, och materialförflyttningar under deförsta tre decennierna.

Rekonstruktion och olika prognoser redovisas som trendkurvor över mängden Hg (kg) i fyraessentiella delar av systemet (Fig. 18) och koncentration i sediment, vatten och fisk (Fig. 19).• Kurvorna är gjorda på ett enhetligt sätt, vilket underlättar egna jämförelser av olika åtgärder irum och tid.• Kurvorna är skalade för att mötas 1995, vilket ger en referenspunkt i tiden det året då de förstastörre saneringsåtgärderna genomfördes.• Prognoserna för olika saneringsalternativ förutsätter maximal framgång och är därför troligenoptimistiska.• Som referens ges även trenderna för nollalternativet utan åtgärd (Fig. 18.1 och 19 a).

Hg-halter i fisk kan väntas följa littoralsedimentens kontaminering (kurva 3). Detta stödsbland annat av en tidsserie för Hg i 1kg-gädda för perioden 1976-1996, och av jämförelser avHg-koncentrationen i olika delar av systemet. Efter en sanering är det möjligt att Hg i fisk i vissmån även påverkas av de andra trenderna.• Hg-halterna i fisk kommer att plana ut till en högre nivå än vad förrådskurvor antyder somenbart avser utsläppt Hg. Dess biotillgänglighet är betydligt lägre än för atmosfäriskt tillfört Hg,vilket leder till att även relativt små mängder Hg i naturliga system kan leda till påtagliga Hg-halter i gädda, i Turingen minst en tiondel av dagens värden (se Fig. 19).


1998-05-22, pdf-version 2001-04-30 Sida 59 (67)

Figur 18: Figurserie som visar den prognosticerade effekten av olika saneringsalternativ påmängden partikulärt Hg (kg) i några betydelsefulla förråd: mynningområdet, profundalensackumulationsbottnar, littoralens vassbälten, och sjövattnet. Kurvorna är skalade för att mötas1995, vilket ger en referenspunkt i tiden det året då de första större saneringsåtgärdernagenomfördes.

Figur: 18.1 18.2 18.3 18.4 18.5 18.6 18.7

Sanering: År:

ÅN 1995 - + + + + - +

MYNN 2000 - - + + + + -

PROF-ACK >5 m 2000 - - - + + + +

PROF-TRA 2-5 m 2000 - - - - + + +

År

1965 1995 2025 2055 2085

0

100

200

130

260

1.5

3

0.02

0.04

kg Hg

Mynningssediment

Profundalsediment >5 m

Littoralsediment

Vatten

Figur 18.1: Utan sanering.


1998-05-22, pdf-version 2001-04-30 Sida 60 (67)

År

1965 1995 2025 2055 2085

0

100

200

130

260

1.5

3

0.02

0.04

kg Hg

Mynningssediment


Littoralsediment

Vatten

Figur 18.2: Sanering: Turingeån (1995).

År

1965 1995 2025 2055 2085

0

100

200

130

260

1.5

3

0.02

0.04

kg Hg

Mynningssediment


Littoralsediment

Vatten

Figur 18.3: Sanering: Turingeån (1995) + Mynningsområdet (2000).


1998-05-22, pdf-version 2001-04-30 Sida 61 (67)

År

1965 1995 2025 2055 2085

0

100

200

130

260

1.5

3

0.02

0.04

kg Hg

Mynningssediment


Littoralsediment

Vatten

Figur 18.4: Sanering: Turingeån (1995) + Mynningsområdet + Profundalen >5m (2000).

År

1965 1995 2025 2055 2085

0

100

200

130

260

1.5

3

0.02

0.04

kg Hg

Mynningssediment


Littoralsediment

Vatten

Figur 18.5: Sanering: Turingeån (1995) + Mynningsområdet + Profundalen >2m (2000).


1998-05-22, pdf-version 2001-04-30 Sida 62 (67)

År

1965 1995 2025 2055 2085

0

100

200

130

260

1.5

3

0.02

0.04

kg Hg

Mynningssediment


Littoralsediment

Vatten

Figur 18.6: Sanering: enbart Mynningsområdet + Profundalen >2m (2000), exkl Turingeån.

År

1965 1995 2025 2055 2085

0

100

200

130

260

1.5

3

0.02

0.04

kg Hg

Mynningssediment


Littoralsediment

Vatten

Figur 18.7: Sanering: Turingeån (1995) + Profundalen >2m (2000), exkl. Mynningsområdet.


1998-05-22, pdf-version 2001-04-30 Sida 63 (67)

Återhämtningstider

• Den naturliga återhämtningen av systemet är mycket långsam. Om ingen sanering genomförskan det ta över 100 år innan gäddans Hg-halt halverats till 1 ppm, och sedan flera sekel för attnå Hg-riktvärdet på 0.5 ppm i 1kg-gädda (Fig. 19).• En sanering kommer att påskynda återhämtningsförloppet avsevärt. Men även om all planeradsanering genomförs med framgång, kommer det troligen att ta 20-50 år för att nå Hg-riktvärdetpå 0.5 ppm i 1kg-gädda (Fig. 19).• En full sanering av Turingeån, Turingens mynningsområde och alla profundalsediment >2 mskulle kunna avlägsna upp till 98% av allt Hg i systemet. Eftersom mycket av detta Hg redan ärimmobiliserat kommer Hg-mängden i omloppet reduceras mindre initialt (kanske med upp till70-80%), men kan i bästa fall redan inom ett år ha minskat med kanske 80-90% för att sedanlångsamt minska ytterligare. Efter en framgångsrik sanering kommer således Hg-koncentrationen i vatten att minska dramatiskt eftersom resuspensionen av både Hg och partiklarkraftigt reduceras (Fig. 19).• Däremot kommer koncentrationen av Hg i resterande partiklar, som är av större betydelse förHg-halterna i fisk än mängden Hg i vatten, troligen att minska betydligt långsammare. Initialtkan koncentrationen i vattnets partiklar väntas bli halverad, medan koncentrationen av löst Hgkommer att minska ännu mindre eftersom den redan idag inte skiljer sig dramatiskt frånnärliggande sjöar inklusive Yngern. Hg-kontamineringen av sediment i strandzonen där mångafiskar håller hus kommer initialt inte att minska alls och sedan enbart relativt långsamt (Fig. 19).• Hg-koncentrationen i fisk kommer att styras av rörligheten hos resterande Hg i Turingeån ochi strandsediment, samt mängden organiskt material som Hg kan fördela sig på. Det är därvidviktigt att beakta att en sanering sannolikt även reducerar flöden av sedimentpartiklar och löstanäringsämnen. Längs näringskedjor sker dessutom en fördröjning med upp till tre år (Fig. 19).Modellberäkningar tyder på att Hg i fisk efter en full sanering skulle minska mot en naturlig haltmed c:a 10% per år initialt, för att sedan minska långsammare vartefter resterande Hg-förrådtöms eller omfördelas. Hg i 1kg-gädda skulle därför kunna väntas minska till 1 ppm (knappastlägre) under de första 5-10 åren (knappast snabbare), för att sedan långsamt minska ytterligaretill kanske 0.7 ppm under de följande 10 åren. Även vid optimal sanering väntas en naturlig haltomkring 0.3 ppm inte uppnås förrän efter 50-100 år (Fig. 19).


1998-05-22, pdf-version 2001-04-30 Sida 64 (67)

År

1965 1995 2025 2055 2085

0

1

2

3

4

Littoralsediment (relativ)

Vatten (relativ)

1-kg gädda: bakgrund (mg/kg)

1-kg gädda: prognos (mg/kg)

1 mg/kg

År

1965 1995 2025 2055 2085

0

1

2

3

4

Littoralsediment (relativ)

Vatten (relativ)

1-kg gädda: bakgrund (mg/kg)

1-kg gädda: prognos (mg/kg)

1 mg/kg

0.5 mg/kg

Figur 19: Prognosticerad utveckling av Hg-halter i 1kg-gädda utan sanering (övre) och enoptimistisk bild vid optimal sanering (nedre). Sanering = Turingeån (1995) + Mynningsområdet+ Profundalen >2m (2000). Figuren visar också den relativa biotillgängligheten av olika Hg-fraktioner för bentiska och pelagiska biota. Fördröjningen i näringskedjor gör att Hg i 1kg-gädda följer sedimentet trots att enbart hälften av födan är bentisk medan den andra är pelagisk.Se text för information om modellberäkningarna.


1998-05-22, pdf-version 2001-04-30 Sida 65 (67)

Kommentarer rörande olika saneringsalternativ

• Systemanalysen tyder på att strandzonen trots sitt lilla Hg-förråd kan bli en dominerande källaför Hg i fisk efter en framgångsrik sanering av både mynningsområdet och djupa bottnar. Enutökad sanering genom t ex borttagning av vassbälten och sediment på grunda bottnar är dockinte att rekommendera, av andra skäl utöver hög kostnad och ökade deponiproblem: Dels skulleen sådan åtgärd förstöra habitat och barnkammare för både fiskar och andra djur. Samtidigt medHg skulle man dessutom avlägsna en viktig näringsbas (dvs ORG), vilket gör att Hg-halterna ifisk inte nödvändigtvis går ner, eftersom de styrs av förhållandet Hg/ORG i sjön. Tvärtom är enökning inte att utesluta, om den resterande näringsbasen består av ännu mera förorenat material,vilket troligen finns i omlopp även efter en rätt lyckad sanering.• Sedimentationsförhållandena på djupa bottnar förefaller vara tillräckligt goda för att kunnadeponera muddermassor på sjöbotten utan större risk för spridning av Hg. Men resuspension avpartikulärt Hg är (liksom läckage av löst Hg) starkt beroende av vindförhållandena, ochbottnarna i Turingen liksom i andra relativt grunda sjöar påverkas eller till och med formas avenstaka sällsynta stormhändelser. Därför bör deponins stabilitet säkras med t ex en gel-armering, som genom aggregatbildning också kan bidra till en snabbare återsedimentation efteren eventuell resuspension.


1998-05-22, pdf-version 2001-04-30 Sida 66 (67)

REFERENSER OCH KÄLLMATERIAL

Ahlrot, J., Jonsson, K., Uppenberg, S. & Ahman, M. (1996): Kvicksilvertransporter i sjön Turingen. —Uppsala universitet, limnologiska institutionen, projektarbete i akvatisk ekologi (miljö- ochvattenteknik), 10 s.

Andersson, P. (1996): Kvicksilver i organismer från Turingen år 1996. — Institutet för tillämpad miljöforskning(ITM), Stockholms universitet, Solna, stencil till miljöförvaltningen i Södertälje kommun, 20 s.

Bergman, R. & Petsonk, A. (1997): Lake Turingen Remedial Project: Isolation of mercury contaminatedsediments. — ICCS International Conference on Contaminated Sediments, Rotterdam, 7-11 Nov. 1997.

Björklund, I. (1992): Sammanfattning av vissa kompletterande undersökningar sommaren 1991. — Statensnaturvårdsverk, Solna, stencil till Miljöförvaltningen i Södertälje kommun.

Ekström, C. (1992): Bottenfaunaundersökningar i Turingeån, basundersökning före en ev. sanering. — Statensnaturvårdsverk, Solna, stencil till Miljöförvaltningen i Södertälje kommun, 6 s.

Hasselrot, T. (1970): Kvicksilver i Turingeåns sediment 1969-70. — Statens naturvårdsverk, Solna, stencil tillmiljöförvaltningen i Södertälje kommun.

Hjorth, T. (1996): Kvicksilver i Turingens strandzon, presenterad med raster-GIS. — Stockholms universitet,geologiska institutionen, examensarbete.

Huononen, R. (1991): Sedimentundersökning i Turingeån samt sjöarna Turingen och lilla Turingen. —Scandiaconsult Miljöteknik AB, Linköping, stencil till miljöförvaltningen i Södertälje kommun, 11 s.plus 10 bilagor à 4-40 s.

Huononen, R., Skarp, J. & Parkman, H. (1996): Simuleringsförsök med muddermassor från sjön Turingen. —Yoldia Naturundersökningar, Huddinge, stencil till miljöförvaltningen i Södertälje kommun, 7 s. plusbilagor 7 s.

Huononen, R. (1997): Miljökontroll med anledning av saneringsarbeten i Turingeån, Södertälje kommun. —Yoldia Naturundersökningar, Huddinge, stencil till miljöförvaltningen i Södertälje kommun, 26 s. plusbilagor 7 s.

Håkanson, L. and Jansson, M. (1983): Principles of lake sedimentology. — Springer-Verlag, Berlin, 316 p.

Håkanson, L. (1992): Modellberäkningar rörande kvicksilverutvecklingen i sjön Turingen. — Inst. förgeovetenskap, Uppsala universitet, stencil till miljöförvaltningen i Södertälje kommun, 7 s.

Lingdell, P.-E., Engblom, E., Huononen, R. & Mossberg, P. (1996): Referensundersökning av bottenfauna föresaneringsinsater i sjön Turingen i Södertälje kommun. — Limnodata HB / Yoldia Naturundersökningar /Grönbo vattenkonsult, stencil till miljöförvaltningen i Södertälje kommun, 14 s.

Ljungberg, J. (1995): Frigörande av kvicksilver från uppslammade sediment. — Svensk Grundämnesanalys AB,Luleå, stencil till miljöförvaltningen i Södertälje kommun, 9 s.

Länstyrelsen (1994): Turingeån: Resultat av 1989 års vattenkemiska provtagningar. — Länstyrelsen iStockholms län, Rapport 1994:13, 36 s. plus bilagor 25 s.

Meili, M. (1991a): Mercury in forest lake ecosystems — bioavailability, bioaccumulation and biomagnification.— Water, Air, and Soil Pollution 55: 131-157.

Meili, M. (1991b): Fluxes, pools and turnover of mercury in Swedish forest lakes. — Water, Air, and SoilPollution 56: 719-727.


1998-05-22, pdf-version 2001-04-30 Sida 67 (67)

Meili, M., Iverfeldt, Å. & Håkanson, L. (1991): Mercury in the surface water of Swedish forest lakes:concentrations, speciation and controlling factors. — Water, Air, and Soil Pollution 56: 439-453.

Meili, M. (1992): Sources, concentrations and characteristics of organic matter in softwater lakes and streams ofthe Swedish forest region. — Hydrobiologia 229: 23-41.

Meili, M. & Wörman, A. (1996): Desorption and diffusion of episodic pollutants in sediments: a 3-phase modelapplied to Chernobyl 137Cs. — Applied Geochemistry 11: 311-316.

Meili, M. (1997): Mercury in Lakes and Rivers. — In: Mercury and Its Effects on Environment and Biology(eds. Sigel, H. & Sigel, A.). Marcel Dekker Inc., New York, Metal Ions in Biological Systems, Volume34, Chapter 2, pp. 21-51.

Parkman, H. & Meili, M. (1993): Mercury in macroinvertebrates from Swedish forest lakes: influence of laketype, habitat, life cycle, and food quality. — Canadian Journal och Fisheries and Aquatic Sciences 50:521-534.

Parkman, H. (1996): Läckage av kvicksilver från fällda muddermassor från Turingeån. — Institutet för vatten-och luftvårdsforskning (IVL), Stockholm, stencil till miljöförvaltningen i Södertälje kommun, 6 s.

Persson, J. (1996a): Undersökning av förorenade sediment i sjön Turingen. — Inst. för geovetenskap, Uppsalauniversitet, stencil till miljöförvaltningen i Södertälje kommun, 28 s.

Persson, J. (1996b): Undersökning av förorenade sediment i Turingen och dess närområde i Mälaren. — Inst. förgeovetenskap, Uppsala universitet, stencil till miljöförvaltningen i Södertälje kommun, 29 s.

Porcella, D.B., Huckabee, J.W. & Wheatley, B., eds. (1995): Mercury as a Global Pollutant. — Water Air, andSoil Pollution 80, 1336 p.

Rowan, D.J., Kalff, J. and Rasmussen, J.B. (1992): Estimating the mud deposition boundary depth in lakes fromwave theory. — Canadian Journal och Fisheries and Aquatic Sciences 49: 2490-2497.

Skarp, J. (1998): Gasprovtagning i Turingen 1997. — Skarps miljöteknik, Mjölby, stencil tillmiljöförvaltningen i Södertälje kommun, 8 s.

Sonesten, L. (1993): Kvicksilver i gädda och abborre från sjöar i Stockholms län 1991-1992. — Länstyrelsen iStockholms län, Rapport 1993:19, 34 s.

Strömbeck, N., Odelström, T. & Pettersson, K. (1996): Ekologiska effekter av en sedimentövertäckning i sjönTuringen. — Uppsala universitet, limnologiska institutionen, Scripta Limnologica Upsaliensia 1996 B:8,12 s.

Tiren, T. (1997): Turingens framtida eutrofieringssituation. — Länstyrelsen i Stockholms län, PM tillmiljöförvaltningen i Södertälje kommun, 4 s. plus bilagor 7 s.

Von Post, H. (1994): Sedimentundersökning. Sedimenteringsförsök med sediment från Turingen. —Miljömanagement Svenska AB, Saltsjöbaden, stencil till miljöförvaltningen i Södertälje kommun.

Watras, C.J., Morrison, K.A., Host, J.S. & Bloom, N.S. (1995): Concentration of mercury species inrelationship to other site-specific factors in the surface waters of northern Wisconsin lakes. — Limnol.Oceanogr. 40:556-565.

Weyhenmeyer, G., Håkanson, L. & Meili, M. (1997): A validated model for daily variations in the flux, originand distribution of settling particles within lakes. — Limnology and Oceanography 42: 1517-1529.

Documents

Kvicksilver i Turingeå-systemet (Södertälje/Nykvarn ... · Uppsala universitet, Inst. för geovetenskaper, Sedimentologi Förstudie till Projekt Turingen, Nykvarns kommun På uppdrag