Biologiska undersökningar i Yxningen, Gusumsån, Byngaren och Strolången Ingemar Abrahamsson Mikael Christensson Ulf Ericsson Martin Liungman Robert Rådén Företagsvägen 2, 435 33 Mölnlycke Tel 031-338 35 40 Fax 031-88 41 72 www.medins-biologi.se Org. Nr. 556389-2545
Projektnummer Kund 2081 Valdemarsviks kommun Version Datum 3.0 2011-03-11 Titel Miljöprojekt Gusum biologiska undersökningar i Yxningen, Gusumsån, Byngaren och Strolången. Författare Kvalitetsgranskning Ingemar Abrahamsson Mikael Christensson Ulf Ericsson Martin Liungman Robert Rådén Ulf Ericsson Framsidefoto: Gusumsån, lokal 4..
Innehållsförteckning Sammanfattning 5 1. Bakgrund och syfte... 6 2. Omfattning och metodik... 7 2.1 Undersökningsmoment... 7 2.2 Undersökningslokaler... 7 2.3 Avvikelser från planerade undersökningar... 7 2.4 Provtagning och analys... 10 2.4.1 Artförekomst bottenfauna... 10 2.4.2 Mundelsskador på fjädermyggslarver... 10 2.4.3 Miljögifter i vattenväxter, musslor och fisk... 10 2.5 Utvärdering... 11 2.5.1 Artförekomst bottenfauna... 11 2.5.2 Mundelsskador på bottenfauna... 12 2.5.3 Miljögifter i vattenväxter, musslor och fisk... 13 3. Resultat... 14 3.1 Artförekomst bottenfauna... 14 3.2 Mundelsskador på fjädermyggslarver... 14 3.3 Fiskmorfometri... 15 3.3.1 Liten fisk (12-22 cm)... 15 3.3.2 Stor fisk (>21 cm, >24 cm)... 16 3.4 Halter av metaller och klororganiska miljögifter... 17 3.4.1 Vattenväxter... 17 3.4.2 Musslor... 17 3.4.3 Liten fisk (12-22 cm)... 18 3.4.4 Stor fisk (>21 cm)... 20 3.4.5 Stor fisk (>24 cm)... 22 4. Diskussion... 23 4.1 Bottenfauna... 23 4.2 Metaller... 23 4.3 Klororganiska miljögifter... 24 5. Slutsatser... 26 6. Behov av kompletterande undersökningar... 27 7. Referenser... 28 Bilaga 1. Lokal- och provtagningsdata... 29 Bilaga 2. Bottenfauna i rinnande vatten... 31 3
Bilaga 3. Sublitoralfauna (ekmanhugg)... 43 Bilaga 4. Resultat mundelsskador (fjädermyggslarver)... 51 Bilaga 5. Fisk morfometri och ålder... 53 Bilaga 6. Analysresultat växter och musslor... 59 Bilaga 7. Analysresultat liten fisk (12-22 cm)... 63 Bilaga 8. Analysresultat stor fisk (>21 cm, >24 cm)... 67 4
Sammanfattning Föreliggande rapport har tillkommit på uppdrag av Valdemarsviks kommun som en del i miljöprojekt Gusum. Syftet med uppdraget var att erhålla ett underlag för en fördjupad miljö- och hälsoriskbedömning med avseende på metaller och andra miljögifter i Gusumsån och de nedströms belägna sjöarna Byngaren och Strolången. Föroreningar som främst härrör från den tidigare bruksverksamheten vid Gusum. Rapporten behandlar resultaten från de undersökningar av fisk, bottenfauna och vegetation som utfördes i Gusumsån samt sjöarna Byngaren och Strolången i september 2010. För att erhålla jämförelsedata från ett närliggande av bruksverksamheten opåverkat vatten, gjordes även provtagningar i den uppströms belägna Åketorpeviken som är sjön Yxningens utloppsvik. Undersökningarna omfattade följande delmoment. Provtagning och analys av bottenfauna med avseende på art- och individförekomster. Insamling och observation av frekvensen mundelsskador på fjädermyggslarver. Provtagning och analys av metaller och klororganiska miljögifter i växter och musslor. Provtagning och analys av metaller och klororganiska miljögifter i liten och stor fisk. Mätning av fiskmorfometriska parametrar på de provtagna fiskindividerna. Resultaten visar att det föreligger en förhöjd exponering av koppar, bly och zink i Byngaren och de nedre delarna av Gusumsån. Haltförhöjningarna var genomgående måttliga utom vad gäller kopparhalten i musslor som var ca 20 ggr högre i Byngaren än i referensen Åketorpeviken. Eventuellt föreligger även en något förhöjd exponering av kadmium och tenn i Byngaren och de nedre delarna av Gusumsån. Halterna av PCB7 och dioxinlika PCB:er var starkt förhöjda i växter, mussla och fiskmuskel från Byngaren och de nedre delarna av Gusumsån. I växter och musslor var halterna 10-30 ggr högre i Byngaren än i referensen Åketorpeviken. I muskel och lever från fisk var PCB-halterna 3-10 ggr högre i Byngaren och de nedre delarna av Gusumsån än i referenslokalerna och i jämförelse med referenssjöar i södra Sverige. Halterna av dioxiner/furaner var tydligt förhöjda i växter, mussla, fiskmuskel och fisklever från främst Byngaren. Vid samtliga lokaler, inklusive Byngaren, uppmättes emellertid halter som i liten utsträckning avviker från vad som kan betraktas som nutida bakgrundshalter. De registrerade haltökningarna i biologiskt material från Gusumsån och Byngaren bedöms huvudsakligen bero på en förhöjd exponering av de aktuella ämnena. Det finns inget som tyder på att skillnader i det provtagna materialet, t ex ålders- eller storleksskillnader på fisk, har haft någon påtaglig inverkan på resultaten från dessa delar av vattensystemet. I Byngaren insamlades fjädermyggslarver för kontroll av mundelskador. Inom arten Chironomus sp. påträffades en relativt hög frekvens av mundelsskador vilka bedöms vara orsakade av en förhöjd exponering av miljögifter i bottensedimenten. 5
1. Bakgrund och syfte Föreliggande rapport har tillkommit på uppdrag av Valdemarsviks kommun som en del i Miljöprojekt Gusum. Syftet med uppdraget var att erhålla ett underlag för en fördjupad miljö- och hälsoriskbedömning med avseende på metaller och andra miljögifter i Gusumsån och de nedströms belägna sjöarna Byngaren och Strolången. Föroreningar som främst härrör från den tidigare bruksverksamheten i Gusum. Denna rapport behandlar resultaten från de undersökningar av fisk, bottenfauna och vegetation som utfördes i Gusumsån samt sjöarna Byngaren och Strolången i september 2010. För att erhålla jämförelsedata från ett närliggande av bruksverksamheten opåverkat vatten, gjordes även provtagningar i den uppströms belägna Åketorpeviken som är sjön Yxningens utloppsvik. Resultaten omfattar artförekomst av bottenfauna, mundelsskador på fjädermyggslarver, miljögifter i växter, musslor och fisk samt morfometriska mätningar på fisk. 6
2. Omfattning och metodik 2.1 Undersökningsmoment Undersökningarna omfattade följande delmoment. Provtagning och analys av bottenfauna med avseende på art- och individförekomster. Insamling och observation av frekvensen mundelsskador på fjädermyggslarver. Provtagning och analys av metaller och klororganiska miljögifter i växter och musslor. Provtagning och analys av metaller och klororganiska miljögifter i liten och stor fisk. Mätning av fiskmorfometriska parametrar på de provtagna fiskindividerna. 2.2 Undersökningslokaler Undersökningarna utfördes 11-15 september 2010 i Åketorpeviken, Byngaren och Strolången samt vid fem delsträckor av Gusumsån (figur 1). Områdena Åketorpeviken och Gusumsån 1, som är beläget längst uppströms, har valts som referenser. Dessa två referensområden antas vara opåverkat av föroreningar från bruksverksamheten vid Gusum. I tabell 1 redovisas vilka provtagningar som utfördes inom varje område. I figur 2 och 3 visas även de enskilda lokalernas geografiska lägen. Koordinater och andra lokaluppgifter redovisas i bilaga 1. 2.3 Avvikelser från planerade undersökningar Följande planerade undersökningar utfördes inte. 1. Insamling och observation av frekvensen mundelsskador på fjädermyggslarver vid tre lokaler i Gusumsån. Orsaken var förekomsten av sanddominerade sediment och liten förekomst av fjädermyggor vid lokalerna. 2. Provtagning och analys av metaller i fjädermyggslarver från fem lokaler. Tillgången var för liten för insamling av tillräckliga mängder analysmaterial. 3. Provtagning och analys av miljögifter i vattenväxter från Byngarens östra del (lokal Byngaren 2). Långskottsvegetation påträffades inte på lokalen. 4. Provtagning och analys av miljögifter i snäckor från åtta lokaler. Tillgången var för liten för insamling av tillräckliga mängder analysmaterial. Istället insamlades musslor från Åketorpeviken och Byngaren för provtagning och analys. Vid de övriga lokalerna påträffades inga musslor. 5. Provtagning och analys av miljögifter i liten fisk från lokalerna Gusumsån 3 och Gusumsån 5. Tillgången var för liten för insamling av tillräckliga mängder analysmaterial. 6. Provtagning och analys av miljögifter i stor fisk från lokalerna Gusumsån 1 och Gusumsån 5. Tillgången var för liten för insamling av tillräckliga mängder analysmaterial. 7
Miljöprojekt Gusum 4 5 1 2 3 Figur 1. De provtagna områdena i Åketorpeviken (Yxningen), Gusumsån (1-5), Byngaren och Strolången. Skala 1:70 000. 8
Tabell 1. Utförda provtagningar i de åtta undersökningsområdena. Provområden Bottenfauna Halter av miljögifter Sjö/vattendrag nr Artförekomst Mundelsskador Växter Musslor Liten fisk Stor fisk Åketorpeviken X X X X X X Gusumsån 1 X X X Gusumsån 2 X X X X Gusumsån 3 X X Gusumsån 4 X X X X Gusumsån 5 X Byngaren X X X X X X Strolången X X 1 4 2 Figur 2. Provlokaler med avseende på bottenfauna: kvalitativt prov i vattendrag (svart cirkel), ekmanhugg i sjö (röd cirkel) respektive insamling av fjädermyggor / observation mundelsskador (svart punkt). 1:50 000. 1 4 5 2 3 Figur 3. Provlokaler med avseende på provtagning av metaller och organiska miljögifter: växter (svart punkt), musslor (blå cirkel) respektive fisk (röd cirkel). Skala 1:50 000. 9
2.4 Provtagning och analys 2.4.1 Artförekomst bottenfauna Provtagningen av bottenfauna utfördes 12-15 september 2010. Fem lokaler undersöktes, tre i Gusumsån och två i sjöar (tabell 1, figur 2). En beskrivning av provplatserna vid provtillfället och en lägesangivelse finns sammanställt i lokalbeskrivningar i bilaga 2-3. I Åketorpeviken och Byngaren provtogs sublitoralfaunan på ca sex meters djup. I provytan på respektive lokal togs fem delprover med en Ekmanhämtare med provytan 0,0213 m 2 enligt den standardiserade metoden SS 028190. Provtagningen följde även anvisningarna i Naturvårdsverkets handledning för miljöövervakning (Naturvårdsverket 2010). Proverna sållades på plats genom ett såll med masktätheten 0,5 x 0,5 mm och konserverades i 95 % etanol till en slutlig koncentration av ca 70 %. Vid de tre lokalerna i Gusumsån uppmättes en 10 meter lång sträcka och inom denna togs fem prov. Proverna togs enligt den standardiserade sparkmetoden SS-EN 27 828 (SIS 1994). Dessutom följdes rekommendationerna i Naturvårdsverkets handledning för miljöövervakning (Naturvårdsverket 2010). Metoden innebär i korthet att proverna togs med en fyrkantig håv (25 x 25 cm, maskstorlek 0,5 x 0,5 mm) på ett för bottentypen lämpligt sätt. Bottnarna vid de tre lokalerna var olämpliga för sedvanliga sparkprov. Istället drogs håven genom översta delen av bottensubstratet längs en sträcka på en meter. Utöver de fem standardiserade proven togs ett kvalitativt sökprov. Detta togs genom att med ca 30 små riktade delprov samla in djur från samtliga miljöer på och i omedelbar anslutning till den undersökta sträckan. Proven sållades och konserverades sedan på plats i 95% etanol till en slutlig koncentration av ca 70 %. Djuren sorterades ut på laboratoriet varefter de identifierades med hjälp av preparer- och ljusmikroskop. Nivån för artbestämningarna följde Naturvårdsverkets föreskrifter (NFS 2008:1). Fullständiga artlistor presenteras i bilaga 2 och 3. 2.4.2 Mundelsskador på fjädermyggslarver Insamlingen av fjädermyggslarver utfördes den 12-14 september 2010 i Åketorpeviken och Byngaren med hjälp av ekmanhuggare där 30 ekmanhugg från varje område sållades och konserverades. Ekmanhuggen togs på ett djup av 6 m i Åketorpeviken och 2,8 m i Byngaren. På laboratoriet sorterades individer av grupperna Chironomini (exkl. Harnischia-komplexet) och Tanytarsini ut för analys av mundelsskador i mikroskop med 400 gångers förstoring. Primärdata från analysen redovisas i bilaga 4. 2.4.3 Miljögifter i vattenväxter, musslor och fisk Insamling av kärlväxter (långskottsväxter), musslor (allmän dammussla, Anodonta anatina) och fisk utfördes 12-15 september 2010. Vattenväxter och musslor insamlades vid sju respektive två lokaler (tabell 1, figur 3). Musslornas mjukvävnad skickades för analys. 10
Insamling av fisk utfördes vid sju lokaler (tabell 1, figur 3) enligt riktlinjerna i handledning för miljöövervakning (Naturvårdsverket 2009). I Gusumsån fiskades varje lokal under en natt med två finmaskiga och två grovmaskiga nät. I sjöarna fiskades varje lokal med tre finmaskiga och tre grovmaskiga nät. Från varje lokal uttogs fisk i längdintervallet 12-22 cm samt fiskar i konsumtionsstorlek (>21 cm) för provtagning och analys. I första hand valdes abborre, men om inte tillräckligt med abborre erhölls, insamlades även mört och gös. Direkt efter fisket frystes all fisk för senare provtagning. Från de insamlade individerna frampreparerades lever och muskel för vägning. Levern och den centrala delen av ryggmuskeln preparerades fram enligt Nordic Environmental Specimen Banking (Nordiska ministerrådet 1995). På de små abborrarna togs hela ryggmuskeln ut för analys. Lever och muskel slogs ihop till vardera ett samlingsprov á ca 5 g respektive 150 g våtvikt som skickades för analys. De provtagna fiskarna bestämdes med avseende på längd, vikt, art, kön, ålder och synliga defekter. Även levervikter och somatisk vikt registrerades. Den somatiska vikten har beräknats som uppmätt kroppsvikt exklusive inälvor och gonader adderat med levervikten. Från samtliga individer togs otoliter och gällock ut för åldersanalys. Analyser av proverna utfördes av ALS Scandinavia AB. Analys av metaller har skett enligt EPA metoderna (modifierade) 200.7 (ICP-AES) och 200.8 (ICP-SFMS) efter upplösning i mikrovågsugn i slutna teflonbehållare med HNO 3 och H 2 O 2. Bestämning av dioxiner och furaner har skett med HR-GC/MS enligt metod baserad på US EPA 1613. Analys av PCB kongener har skett med HR-GC/MS. 2.5 Utvärdering 2.5.1 Artförekomst bottenfauna Allmänt I bedömningsgrunder för bottenfaunaundersökningar (Medin et al. 2009) kan man läsa om bottenfauna i allmänhet samt om de kriterier och gränsvärden som använts vid bedömningen. I de fall expertbedömningen avvek från statusklassningen enligt Naturvårdsverkets bedömningsgrunder motiveras detta i resultatredovisningen (bilaga 2, 3). Rinnande vatten Utvärderingen följde Naturvårdsverkets bedömningsgrunder (Naturvårdsverket 2007). I bedömningsgrunderna har index utformats för att klassificera ett vattens status. MILA (Multimetric Index for Lake Acidification) är ett multimetriskt surhetsindex för sjöars litoral. Klassningen av surhet sker i en femgradig skala: nära neutralt, måttligt surt, surt, mycket surt och extremt surt. ASPT-index (Average Score Per Taxon) är tänkt att användas som ett index för allmän ekologisk kvalitet i sjöar och vattendrag. Klassningen av eutrofiering sker i en femgradig skala: hög status, god status, måttlig status, otillfredsställande status och dålig status. Som ett komplement till statusklassningen gjordes även en rimlighets- och expertbedömning av statusen. I expertbedömningen vägdes kända förhållanden på och kring lokalen in tillsammans med erfarenheter från andra vattendrag i regionen. Dessutom beaktades ett antal andra index, bl.a. de som finns med i Naturvårdsverkets bedömningsgrunder från 1999. Förekomst av indikatorarter var också en viktig faktor. 11
Status med avseende på annan påverkan (exempelvis miljögifter) samt hydromorfologisk påverkan (exempelvis reglering eller dikning) har klassats i en femgradig skala: hög status, god status, måttlig status, otillfredsställande status och dålig status. Bedömning av naturvärden gjordes med hjälp av ett index som baseras på förekomst av ovanliga eller rödlistade arter, diversitet och artantal. Klassningen gjordes i en tregradig skala: mycket höga naturvärden, höga naturvärden och naturvärden i övrigt. Sublitoralen Stationerna i Åketorpeviken och Byngaren har bedömts representera mellanbottenzon (sublitoral). För sublitoralpunkterna följde utvärderingen Naturvårdsverkets bedömningsgrunder (Naturvårdsverket 2007). Enligt bedömningsgrunderna används indexet BQI (Benthic Quality Index) för att klassa statusen med avseende på eutrofiering i sjöars profundalområden. Klassningen sker i en femgradig skala: hög, god, måttlig, otillfredsställande och dålig status. Som ett komplement till statusklassningen gjordes även en rimlighets- och expertbedömning av statusen. I expertbedömningen vägdes kända förhållanden i och kring sjön in tillsammans med erfarenheter från andra sjöar i regionen. Dessutom beaktades ett antal andra faunaindex, framförallt O/C-index (Oligochaet/Chironomid-index) (Wiederholm 1999) och EEI (EutrofiEffekt-Index, Liungman & Ericsson 2006) för att bedöma påverkan av näringsämnen. Utöver statusklassningarna gjordes även en tillståndsbedömning av näringstillgång och syreförhållanden i bottenvattnet. Vid bedömningen av näringstillgång har framförallt PTI (Profundalt TrofiIndex) använts. Näringstillgång klassades i en femgradig skala: mycket näringsfattigt tillstånd, näringsfattigt tillstånd, måttligt näringsrikt tillstånd, näringsrikt tillstånd och mycket näringsrikt tillstånd. Syreförhållandena i bottenvattnet har bedömts utifrån förekomst av indikatorarter. Syretillståndet klassades efter en femgradig skala: mycket syrerika förhållanden, syrerika förhållanden, måttligt syrerika förhållanden, syrefattiga förhållanden och mycket syrefattiga förhållanden. Resultaten användes också för bedömning av påverkan av miljögifter (annan påverkan). Bedömningen grundas främst på negativa effekter av toxiska ämnen i form av missbildningar av chironomidernas mundelar men även bottenfaunans artsammansättning och förekomst av indikatorarter användes vid bedömningen. 2.5.2 Mundelsskador på bottenfauna Bottenfaunan reagerar ofta negativt på föroreningar i miljön. En del arter försvinner medan andra kan få olika typer av missbildningar och skador. En insektsgrupp som man använt sig av för att studera missbildningar på mundelar är chironomider (fjädermyggslarver) och då speciellt de taxonomiska grupperna Chironomini och Tanytarsini. Skador på mundelarna, som orsakas under djurets tillväxt, yttrar sig som deformationer på mentum eller mandibler (figur 4). Den här typen av subletala effekter är väl dokumenterade från många olika håll i samband med utsläpp av flera olika typer av miljögifter, bland annat tungmetaller, pesticider och DDT (Rosenberg & Resch 1993). Ett flertal undersökningar har visat att skadefrekvensen blir större med ökad miljögiftshalt och det finns dokumenterade skadefrekvenser i påverkade miljöer från några få procent upp till nära 100 procent av populationen. I rena och opåverkade miljöer är den här typen av skador mycket ovanliga och skadefrekvensen nära noll (Wiederholm 1984). 12
Samtliga individer av grupperna Chironomini och Tanytarsini från de tre sjöarna kontrollerades med avseende på missbildningar på mundelarna. Endast tydliga missbildningar räknades. Skadefrekvensen bedömdes enligt följande klassificering, framtagen av Medins Biologi baserat på litteraturuppgifter och erfarenheter från metallkontaminerade sediment: Naturlig frekvens 0-1 % Låg frekvens 1-5 % Måttlig hög frekvens 5-10 % Hög frekvens 10-20 % Mycket hög frekvens > 20 % Figur 4. Mentum från fjädermyggslarver av släktet Chironomus. Vänstra bilden visar skadade tänder på mentum medan högra bilden visar en normal mundel. 2.5.3 Miljögifter i vattenväxter, musslor och fisk I tabeller med redovisade ämneshalter i biologiska material har halter som bedöms vara tydligt avvikande särskilt markerats. Förhöjda halter i Gusumsån 2-5, Byngaren eller Strolången som indikerar ökad exponering från en eller flera lokala källor. Om den uppmätta halten var mer än dubbelt så hög som den högsta halten i de två referenserna (Åketorpeviken och Gusumsån 1) har den markerats som förhöjd. Alternativt, när analysresultat från endast referensen Åketorpeviken föreligger, om den uppmätta halten var mer 2,5 ggr högre än vid referenslokalen. För metaller i lever från stor fisk har även halterna i lever från liten fisk från de två referenserna legat till grund för bedömningen av avvikelse. Sum WHO-TEQ har beräknats som summan toxiska ekvivalentfaktorer (TEF) enligt WHO 2005. Vid beräkning av summan WHO-TEQ upper bound har detektionsgränserna (LOD) använts. Detektionsgränsen uppgår till halva rapporteringsgränsen. Samtliga analysresultat i denna rapport redovisas i halt per färskvikt (våtsubstans) om inte annat anges. Vid uttag av lever för kemisk analys från den primärt insamlade konsumtionsfisken, i den här rapporten benämnd stor fisk >21 cm, fanns endast tillräcklig mängd levervävnad för analys av metaller. För analys av klororganiska miljögifter i lever uttogs då material från andra insamlade individer, i denna rapport benämnd stor fisk >24 cm, från Åketorpeviken och Byngaren. Skillnaderna mellan de två olika individgrupperna framgår av bilaga 5. 13
3. Resultat 3.1 Artförekomst bottenfauna En sammanställning av resultaten från bottenfaunaundersökningen med samtliga beräknade index, bedömningar och kommentarer redovisas i bilaga 2 och 3. Bottenfaunan i sublitoralytorna visade på måttligt näringsrika förhållanden i Åketorpeviken (Yxningen) och näringsrika förhållanden i Byngaren. Bottenfaunan indikerade vidare en större påverkan av eutrofiering i Byngaren, där statusen med avseende på eutrofiering bedömdes som måttlig. Sannolikt råder syrebrist i de djupare delarna av sjön. I Åketorpeviken bedömdes statusen med avseende på eutrofiering som god. I Gusumsån uppvisade bottenfaunan en antydan till försämrade förhållanden vid de två nedströmslokalerna 2 och 4. Ingen tydlig påverkan från miljögifter kunde dock observeras. Skillnaderna i förhållande till referenslokalen (lokal 1) bedömdes huvudsakligen bero på skillnader i vattenhastighet och bottensubstrat. 3.2 Mundelsskador på fjädermyggslarver Fjädermyggslarver med missbildade mundelar påträffades i både Åketorpeviken (Yxningen) och Byngaren (tabell 2). Vid provpunkten i Byngaren påträffades fem missbildade individer av Chironomus sp. (plumosus-typ), och skadefrekvensen bedömdes som låg. I Åketorpeviken noterades endast en enda individ av Cladotanytarsus sp. (mancusgr.), och skadefrekvensen bedömdes som naturlig. Baserat på skadefrekvensen bedömdes statusen med avseende på miljögifter som måttlig i Byngaren och som god i Åketorpeviken. De observerade missbildningarna utgjordes av deformerade och osymmetriska mittänder på mentum (se figur 4). Primärdata redovisas i bilaga 4. Tabell 2. Frekvens av mundelsskador hos fjädermyggslarver inom de taxonomiska grupperna Chironomini och Tanytarsini vid lokalerna Åketorpeviken och Byngaren. Station Antal individer med Antal undersökta Skadefrekvens Bedömning mundelsskador individer (%) Åketorpeviken 1 78 1,3 Naturlig Byngaren 5 109 4,6 Låg 14
3.3 Fiskmorfometri 3.3.1 Liten fisk (12-22 cm) De provtagna individerna utgjordes av abborre i längder på 12,1-20,4 cm utom från Gusumsån 2 där även vävnad från tre mörtar med längder på 15,5-21,7 cm ingick i det provtagna materialet. Medelstorleken på abborrarna var störst i Åketorpeviken och Gusumsån 2 respektive minst i Gusumsån 1 (figur 5). Medelåldern var högst i Byngaren och lägst i Gusumsån 1 (figur 5). (mm) 250 Längd 200 150 100 50 0 Åketorpeviken Gusumsån 1 Gusumsån 2 Gusumsån 4 Byngaren Strolången (g) 100 90 80 70 60 50 40 30 20 10 0 Vikt Åketorpeviken Gusumsån 1 Gusumsån 2 Gusumsån 4 Byngaren Strolången (år) 7 Ålder 6 5 4 3 2 1 0 Åketorpeviken Gusumsån 1 Gusumsån 2 Gusumsån 4 Byngaren Strolången Figur 5. Medellängd, medelvikt och medelålder på provtagna fiskar 14-22 cm från sex områden. Samliga är abborrar utom för Gusumsån 2 där två är abborrar och tre mörtar. Konfidensintervall (95 %) anges för längd och vikt. Max- och minvärden anges för ålder. Primärdata redovisas i bilaga 5. 15
3.3.2 Stor fisk (>21 cm, >24 cm) De provtagna individerna utgjordes av abborre i längder på 21,1-44,0 cm utom från Strolången där fem gösar med längder på 22,6-32,2 cm provtogs. Medelstorleken på de undersökta abborrarna var störst i Gusumsån 4 respektive minst i Åketorpeviken (figur 6). Abborrarnas medelåldern var högst i Byngaren och lägst i Gusumsån 1 (figur 6). (mm) 600 500 400 300 200 100 Längd Fisk >21 cm Fisk >24 cm 0 Åketorpeviken Gusumsån 2 Gusumsån 3 Gusumsån 4 Byngaren Strolången (g) 1200 1000 800 600 400 200 Vikt Fisk >21 cm Fisk >24 cm 0 Åketorpeviken Gusumsån 2 Gusumsån 3 Gusumsån 4 Byngaren Strolången (år) 18 16 14 12 10 8 6 4 2 0 Fisk >21 cm Fisk >24 cm Ålder Åketorpeviken Gusumsån 2 Gusumsån 3 Gusumsån 4 Byngaren Strolången Figur 6. Medellängd, medelvikt och medelålder på provtagen stor fisk från sex områden. Samtliga är abborrar utom de från Strolången som är gösar. Konfidensintervall (95 %) anges för längd och vikt. Max- och minvärden anges för ålder. I Åketorpeviken och Byngaren är två olika individgrupper provtagna. Primärdata redovisas i bilaga 5. 16
3.4 Halter av metaller och klororganiska miljögifter 3.4.1 Vattenväxter I jämförelse med de två referenserna (Åketorpeviken och Gusumsån 1) visade flertalet metaller inga påtagligt förhöjda halter vid nedströms belägna lokaler (tabell 3). För koppar och zink uppvisade dock en eller flera nedströmslokaler tydligt förhöjda halter i de provtagna kärlväxterna. Vid Gusumsån 4 var halterna av koppar drygt dubbelt så höga som i Gusumsån 1. Vid tre lokaler var halterna av zink var 2-3 ggr högre än i Åketorpeviken. För PCB7 och dioxinlika PCB:er var halterna starkt förhöjda vid nedströmslokalerna i jämförelse med de två referenserna. De högsta halterna uppmättes vid lokalerna Gusumsån 4 och 5. TEQ-halterna av dioxiner och furaner var ca 3 ggr högre vid Gusumsån 4 i jämförelse med Gusumsån 1. Tabell 3. Färskviktshalter av metaller, PCB och dioxiner/furaner i vattenväxter. Markerade värden uppvisar tydligt eller starkt förhöjda halter i jämförelse med de två referenserna (Åketorpeviken, Gusumsån 1). Primärdata redovisas i bilaga 6. Enhet Åketorpeviken Gusumsån 1 Gusumsån 2 Gusumsån 3 Gusumsån 4 Gusumsån 5 Byngaren Arsenik mg/kg 3,04 0,338 0,202 0,0814 0,798 0,411 0,125 Kadmium mg/kg 0,158 0,0963 0,104 0,0788 0,195 0,266 0,0918 Kobolt mg/kg 4,33 0,950 0,660 0,347 0,668 0,778 0,24 Krom mg/kg 3,64 2,44 1,52 0,205 1,51 1,06 1,67 Koppar mg/kg 4,95 15,2 8,44 3,06 33,5 14,8 18,6 Kvicksilver mg/kg 0,0176 0,0116 0,0057 <0,004 <0,005 <0,004 <0,004 Mangan mg/kg 515 156 170 143 315 387 159 Nickel mg/kg 2,57 1,89 1,15 0,352 0,851 1,04 0,778 Bly mg/kg 4,82 3,30 2,75 0,974 8,83 5,30 2,15 Antimon mg/kg 0,0236 0,0263 0,0210 0,0064 0,0532 0,0272 0,0113 Tenn mg/kg 0,0371 0,201 0,0588 0,0096 0,354 0,352 0,254 Zink mg/kg 30,7 20,1 63,2 36,4 88,6 77,3 30,2 PCB 7 pg/g <330 <490 9740 10600 10490 10950 4520 Dioxinlika PCB 1 pg/g 0-0,023 0,056-0,063 0,35 0,45 0,58 0,51 0,24 Dioxiner, furaner 2 pg/g 0,015-0,063 0,11-0,12 0,086-0,11 0,068-0,10 0,30-0,32 0,17-0,20 0,13-0,17 1. sum WHO-PCB-TEQ: lower bound - upper bound. 2. sum WHO-PCDD/F-TEQ: lower bound - upper bound. 3.4.2 Musslor De provtagna musslorna i Byngaren uppvisade tydligt förhöjda halter av bly, zink, tenn samt dioxiner och furaner i jämförelse med referensen Åketorpeviken (tabell 4). Med avseende på koppar, PCB7 och dioxinlika PCB:er var halterna starkt förhöjda i musslorna från Byngaren. Halterna av koppar och dioxinlika PCB var ca 20 ggr högre i Byngaren än i Åketorpeviken medan PCB7 var förhöjt med en faktor 30. Beräknas halterna per fettvikt (tabell 8) blir skillnaderna mellan de två lokalerna ännu större. Halterna av PCB7 var 3,3 µg/g fettvikt i Byngaren vilket var ca 45 ggr högre än i Åketorpeviken. Resultaten från Gusumsområdet har inte kunnat jämföras med andra områden i Sverige i brist på publicerade data med avseende på miljögifter i dammussla. Däremot finns upp- 17
gifter om halter i blåmussla. Summahalterna av PCB7 var 0,074 µg/g fettvikt i musslorna från Åketorpeviken (tabell 8) vilket kan jämföras med halter på 0,05-0,2 µg/g fettvikt i blåmussla från södra Östersjön (IVL 2010). De två dioxinlika PCB-kongenerna 105 och 156 uppvisade halter på 9,5 respektive 1,9 ng/g fettvikt i musslorna från Åketorpeviken vilket kan jämföras med halter på 3-7 respektive 2-5 ng/g fettvikt som har noterats i blåmussla från södra Östersjön (IVL 2010). I Åketorpeviken uppvisade musslorna halter av dioxiner och furaner som var likartade de som registrerats i blåmussla från Kattegatt och södra Östersjön (IVL 2010). Ovanstående antyder att de uppmätta halterna av PCB, dioxinlika PCB samt dioxiner och furaner i musslorna från Åketorpeviken ligger inom ramen för vad som kan betraktas som nutida bakgrundshalter i vatten opåverkade av punktkällor. Tabell 4. Färskviktshalter av metaller, PCB och dioxiner/furaner i allmän dammussla (Anodonta anatina, mjukvävnad). Markerade värden uppvisar tydligt eller starkt förhöjda halter i jämförelse med referensen Åketorpeviken. Primärdata redovisas i bilaga 6. Åketorpe- Gusumsån Gusumsån Gusumsån Gusumsån Gusumsån Byngaren Enhet viken 1 2 3 4 5 Fett % 1,99 1,30 Arsenik mg/kg 0,308 - - - - - 0,737 Kadmium mg/kg 0,541 - - - - - 0,685 Kobolt mg/kg 0,116 - - - - - 0,161 Krom mg/kg 0,324 - - - - - 0,401 Koppar mg/kg 1,13 - - - - - 21,9 Kvicksilver mg/kg 0,0137 - - - - - 0,0061 Mangan mg/kg 1420 - - - - - 2380 Nickel mg/kg 0,127 - - - - - 0,124 Bly mg/kg 0,419 - - - - - 1,97 Antimon mg/kg 0,0048 - - - - - 0,0034 Tenn mg/kg <0,009 - - - - - 0,0265 Zink mg/kg 55,1 - - - - - 146 summa PCB 7 pg/g 1480 - - - - - 43000 Dioxinlika PCB 1 pg/g 0,063-0,070 - - - - - 1,4 Dioxiner, furaner 2 pg/g 0,13-0,19 - - - - - 0,29-0,38 1. sum WHO-PCB-TEQ: lower bound - upper bound. 2. sum WHO-PCDD/F-TEQ: lower bound - upper bound. 3.4.3 Liten fisk (12-22 cm) I jämförelse med de två referenserna (Åketorpeviken och Gusumsån 1) visade de nedströms belägna lokaler inga påtagligt förhöjda metallhalter i fisklever utom vad gäller arsenik och bly (tabell 5). Arsenik var tydligt förhöjd i abborrlever från Byngaren medan blyhalterna var förhöjda i Gusumsån 2, Gusumsån 4 och Byngaren. Flertalet metaller förekom i haltnivåer som enligt Palm m fl (2004) kan betecknas som bakgrundshalter i abborrlever från svenska sjöar. Halterna av arsenik i Byngaren, halterna av krom i Gusumsån samt halterna av bly i Gusumsån 4 och Byngaren kan dock betecknas som tydligt förhöjda då de överstiger 95-percentilen av de halter som har registrerats i svenska sjöar (se Palm m fl 2004). Den förhöjda halten av krom i abborrarna från Gusumsån 1 indikerar därför kontaminering från punktkälla eller att de provtagna abborrarna inte är representativa för lokalens kontamineringsgrad. Den höga halten av arsenik i abborre från Byngaren är svårtolkad eftersom halterna i stor abborre från samma lokal inte var förhöjda (se tabell 6). Vid lokalerna Gusumsån 4 och Byngaren uppmättes blyhalter på 0,07 mg/kg vilket kan jämföras med halter på 0,40 respektive 2,1 mg/kg i ab- 18
borrlever från de gruvkontaminerade sjöarna Staren och Plogen i Dalarna (Abrahamsson & Attelind 2010). För PCB7 var halterna i muskel starkt förhöjda vid nedströmslokalerna Gusumsån 2, Gusumsån 4 och Byngaren i jämförelse med de två referenserna (tabell 5). Summahalterna av PCB7 var 0,75 och 0,34 µg/g fettvikt vid referenslokalerna Åketorpeviken och Gusumsån 1 (tabell 8), vilket kan jämföras med de halter på 0,1-1 µg/g fettvikt som har uppmätts i abborre från Vänern och andra svenska sjöar (Palm m fl 2004). Jämförelsen antyder att de två referenserna i liten utsträckning är påverkade av punktkällor med avseende på PCB7. I Gusumsån 2, Gusumsån 4 och Byngaren var halterna förhöjda med en faktor 5-10. I Gusumsån 4 respektive Byngaren registrerades halter på 10,7 och 8,2 µg/g fettvikt (tabell 8), vilket kan jämföras med en halt på 6,1 µg/g fettvikt i liten abborre från den kontaminerade Munksjön vid Jönköping (Lindeström m fl 2002). Halterna av dioxinlika PCB i muskel var starkt förhöjda vid nedströmslokalerna Gusumsån 2, Gusumsån 4 och Byngaren i jämförelse med de två referenserna (tabell 5). Summahalterna av TEQ var 18-21 pg/g fettvikt vid referenslokalerna Åketorpeviken och Gusumsån 1 (tabell 8), vilket kan jämföras med de halter på 21-56 pg/g fettvikt som har uppmätts i liten abborre från tre referenssjöar i södra Sverige (Sternbeck m fl 2004). Jämförelsen antyder att de två referenserna i obetydlig utsträckning är påverkade av punktkällor med avseende på dioxinlika PCB. I Gusumsån 2, Gusumsån 4 och Byngaren var halterna per fettvikt 10-20 ggr högre än i Åketorpeviken och Gusumsån 1 (tabell 8). Tabell 5. Färskviktshalter av metaller i lever samt halter av PCB och dioxiner/furaner i muskel från liten abborre (från liten abborre och mört vid lokal Gusumsån 2). Markerade värden uppvisar tydligt eller starkt förhöjda halter i jämförelse med de två referenserna (Åketorpeviken, Gusumsån 1). Primärdata redovisas i bilaga 7. Lever Enhet Åketorpeviken Gusumsån 1 Gusumsån 2 Gusumsån 3 Gusumsån 4 Byngaren Strolången Arsenik mg/kg <0,04 <0,1 <0,04 - <0,1 0,471 0,0654 Kadmium mg/kg 0,943 0,208 0,084-0,653 0,437 0,223 Kobolt mg/kg 0,311 0,157 0,0694-0,172 0,191 0,242 Krom mg/kg <0,01 0,0700 0,0958-0,0764 0,0854 0,0476 Koppar mg/kg 1,71 2,05 3,94-2,58 1,95 1,39 Kvicksilver mg/kg 0,0443 0,0677 0,0233-0,0213 0,0275 0,0333 Mangan mg/kg 2,81 1,11 2,41-3,6 3,26 3,17 Nickel mg/kg <0,02 <0,05 0,0194 - <0,05 0,0211 <0,02 Bly mg/kg 0,0236 <0,05 0,0551-0,0699 0,0716 <0,02 Antimon mg/kg <0,002 <0,005 <0,002 - <0,005 0,0032 <0,002 Tenn mg/kg 0,0097 <0,03 0,0133 - <0,03 <0,009 <0,009 Zink mg/kg 23,5 23,1 29,6-24,6 26,3 22,9 Muskel Fett % 1,74 0,90 1,37-0,69 1,04 1,34 summa PCB 7 pg/g 13000 3050 69000-73800 85600 11920 Dioxinlika PCB 1 pg/g 0,34-0,36 0,16-0,17 3,1-2,8 2,6 0,43-0,45 Dioxiner, furaner 2 pg/g 0,012-0,15 0-0,15 0,067-0,19-0,051-0,18 0,20-0,26 0,047-0,19 1. sum WHO-PCB-TEQ: lower bound - upper bound. 2. sum WHO-PCDD/F-TEQ: lower bound - upper bound. 19
Summahalterna av samtliga 19 PCB-kongener uppgick i Byngaren till 108 ng/g färskvikt och 10,4 µg/g fettvikt. I den starkt förorenade Järnsjön i Emån registrerades 1991, före saneringen av de kontaminerade sedimenten, summahalter av PCB (54 kongener) i ettårig abborre på 825 ng/g färskvikt respektive 34,2 µg/g fettvikt (Bremle & Larsson 1998). Halterna av dioxiner och furaner var tydligt förhöjda i abborrmuskel från Byngaren i jämförelse med de två referenserna Åketorpeviken och Gusumsån 1 (tabell 5). Summahalterna av TEQ var lägre än 17 pg/g fettvikt vid de två referenslokalerna Åketorpeviken och Gusumsån 1, vilket kan jämföras med de halter på 19-28 pg/g fettvikt som har uppmätts i abborre från tre nationella referenssjöar (Sternbeck m fl 2004). Jämförelsen antyder att de två referenserna i obetydlig utsträckning är påverkade av punktkällor med avseende på dioxiner och furaner. I Byngaren uppmättes en halt på 19-25 pg/g fettvikt (tabell 8), vilket är högre än i Åketorpeviken och Gusumsån 1 men inte högre än i abborre från de tre referenssjöarna. Vid samtliga lokaler uppmättes således halter som i mycket liten utsträckning avviker från vad som kan betraktas som nutida bakgrundshalter. 3.4.4 Stor fisk (>21 cm) I jämförelse med referensen Åketorpeviken visade de nedströms belägna lokaler inga påtagligt förhöjda metallhalter i fisklever och fiskmuskel utom vad gäller kadmium, koppar och kvicksilver (tabell 6). De tre metallerna var förhöjda i abborrmuskel från Gusumsån 4 medan koppar och kvicksilver var förhöjda i abborrlever från Gusumsån 3 respektive Gusumsån 4. Det osäkert huruvida de förhöjda halterna beror på slumpfaktorer, skillnader i ålder eller skillnader i metallexponering. Vid Gusumsån 3 och 4 var de provtagna individerna betydligt äldre än vid övriga lokaler (se figur 6). Den förhöjda halten av kvicksilver i muskel från lokal 4 bedöms främst bero på ålder eftersom kvicksilverhalterna i muskel ökar med fiskens ålder till följd av bioackumulation. Kopparhalten i lever från Gusumsån 3 kan betecknas som tydligt förhöjd då den överstiger 95- percentilen av de halter som har registrerats i svenska sjöar (se Palm m fl 2004). Med avseende på PCB7 var halterna i muskel tydligt förhöjd vid Gusumsån 2 och starkt förhöjd vid Gusumsån 4 och i Byngaren i jämförelse med Åketorpeviken (tabell 6). Summahalten av PCB7 var 0,97 µg/g fettvikt vid referenslokalen Åketorpeviken vilket var något högre än i liten abborre från samma lokal (tabell 8). I Gusumsån 2, Gusumsån 4 och Byngaren var fettviktshalterna förhöjda med en faktor 3-12. I Gusumsån 4 respektive Byngaren registrerades halter på 9,4 och 12,4 µg/g fettvikt. Således var halterna likartade med de som noterades i liten fisk från samma lokaler. Halterna av dioxinlika PCB i muskel var starkt förhöjda vid Gusumsån 4 och i Byngaren i jämförelse med Åketorpeviken (tabell 6). Summahalten av TEQ var 20,7 pg/g fettvikt i abborre från Åketorpeviken, vilket var nästan samma halt som i liten abborre från samma lokal (tabell 8). I Gusumsån 2 var fettviktshalten i stor fisk lägre än i liten fisk. I Gusumsån 4 och Byngaren var halterna per fettvikt likartade med de som registrerades i liten abborre och ca 17 ggr högre än i stor abborre från Åketorpeviken. Halten av dioxiner och furaner var tydligt förhöjd i abborrmuskel från Byngaren i jämförelse med Åketorpeviken (tabell 6). I Byngaren var TEQ-halten per fettvikt likartad med vad som registrerades i liten abborre och något högre än i stor abborre från Åketor- 20
peviken (tabell 8). Fettviktshalterna indikerar även att abborrmuskel från Gusumsån 4 uppvisar förhöjda halter. Vid samtliga lokaler uppmättes dock halter som i obetydlig utsträckning avviker från vad som kan betraktas som nutida bakgrundshalter av dioxiner och furaner (se avsnitt 3.4.3). I gösmuskel från Strolången var halterna av klororganiska ämnen inte förhöjda i jämförelse med abborrmuskel från Åketorpeviken (tabell 6). Beräknat per fettvikt är dock halterna avsevärt högre i Strolången än i Åketorpeviken (tabell 8), vilket beror på den stora skillnaden i fiskens fettinnehåll mellan de två lokalerna. Det är osäkert om de förhöjda fettviktshalterna beror på förhöjd exponering i Strolången eller på skillnader mellan gös och abborre med avseende på upptag och exkretion av dessa miljögifter. De stora skillnaderna i fettviktshalter, med en faktor på ca fem, antyder dock att det föreligger en något förhöjd exponering av PCB och dioxiner/furaner i Strolången. Tabell 6. Färskviktshalter av metaller i lever samt halter av metaller, PCB och dioxiner/furaner i muskel från stor fisk >21 cm (gös från Strolången, abborre från övriga lokaler). Markerade värden uppvisar tydligt eller starkt förhöjda halter i jämförelse med såväl liten som stor abborre från de två referenserna (Åketorpeviken, Gusumsån 1). Primärdata redovisas i bilaga 8. Lever Enhet Åketorpeviken Gusumsån 1 Gusumsån 2 Gusumsån 3 Gusumsån 4 Byngaren Strolången Arsenik mg/kg <0,04 - <0,04 <0,03 <0,04 <0,04 <0,04 Kadmium mg/kg 0,482-0,358 0,343 1,58 0,237 0,0327 Kobolt mg/kg 0,145-0,133 0,29 0,174 0,0938 0,067 Krom mg/kg <0,01 - <0,01 0,065 <0,01 0,0169 0,0262 Koppar mg/kg 1,16-3,11 8,83 2,48 2,23 1,81 Kvicksilver mg/kg 0,0637-0,0354 0,145 0,172 0,11 0,0611 Mangan mg/kg 0,801-5,82 2,58 1,33 2,3 1,29 Nickel mg/kg <0,02 - <0,02 <0,02 <0,02 <0,02 <0,02 Bly mg/kg <0,02-0,0394 0,0297 0,0208 0,0292 <0,02 Antimon mg/kg <0,002 - <0,002 0,003 <0,002 <0,002 <0,002 Tenn mg/kg 0,0115 - <0,009 0,0099 0,0136 <0,01 <0,009 Zink mg/kg 16,7-24,3 27,9 24,9 24,4 14,4 Muskel Arsenik mg/kg <0,04 - <0,03 0,0367 <0,04 <0,03 <0,04 Kadmium mg/kg <0,002 - <0,002 <0,002 0,0049 <0,002 <0,002 Kobolt mg/kg 0,0046-0,0036 0,0032 0,0084 0,0041 <0,002 Krom mg/kg <0,01 - <0,01 <0,01 <0,01 <0,01 <0,01 Koppar mg/kg 0,247-0,293 0,197 0,843 0,434 0,178 Kvicksilver mg/kg 0,144-0,118 0,327 0,565 0,367 0,105 Mangan mg/kg 0,13-0,295 0,106 0,0825 0,0838 0,11 Nickel mg/kg <0,02 - <0,01 <0,02 <0,02 <0,02 <0,02 Bly mg/kg <0,02 - <0,01 0,0227 <0,02 0,0167 <0,02 Antimon mg/kg <0,002 - <0,001 <0,002 <0,002 <0,002 <0,002 Tenn mg/kg <0,01-0,0089 0,0108 <0,009 <0,008 <0,009 Zink mg/kg 4,67-6 3,6 5,55 6,62 4,12 Fett % 1,98-0,97 0,75 0,72 0,43 summa PCB 7 pg/g 19300-31820 - 70500 89300 19900 Dioxinlika PCB 1 pg/g 0,41-1,2-2,6 2,5 0,39-0,40 Dioxiner, furaner 2 pg/g 0-0,13-0-0,16-0,048-0,14 0,14-0,23 0,057-0,12 1. sum WHO-PCB-TEQ: lower bound - upper bound. 2. sum WHO-PCDD/F-TEQ: lower bound - upper bound. 21
3.4.5 Stor fisk (>24 cm) I Åketorpeviken och Byngaren analyserades PCB7, dioxinlika PCB samt dioxiner och furaner i lever från en respektive fem individer av abborre. Det förelåg inga nämnvärda haltskillnader med avseende på dioxiner och furaner från de två lokalerna (tabell 7). Däremot var halterna av PCB7 och dioxinlika PCB tydligt förhöjda i Byngaren i jämförelse med Åketorpeviken. Summahalten av PCB7 och TEQ-halten av dioxinlika PCB var 2,5-3 ggr högre i abborrlevern från Byngaren (tabell 7). Beräknat på fettviktsbasis var halterna 3-3,5 ggr högre (tabell 8). Tabell 7. Färskviktshalter av fett, PCB och dioxiner/furaner i lever från stor abborre >24 cm. Markerade värden uppvisar tydligt förhöjda halter i jämförelse med referensen Åketorpeviken. Primärdata redovisas i bilaga 8. Lever Enhet Åketorpeviken Gusumsån 1 Gusumsån 2 Gusumsån 3 Gusumsån 4 Byngaren Strolången Fett % 4,29 - - - - 3,55 - summa PCB 7 pg/g 113000 - - - - 283000 - Dioxinlika PCB 1 pg/g 4,0 - - - - 11 - Dioxiner, furaner 2 pg/g 0,66-1,0 - - - - 0,95-1,1-1. sum WHO-PCB-TEQ. 2. sum WHO-PCDD/F-TEQ: lower bound - upper bound. Tabell 8. Fettviktshalter av PCB och dioxiner/furaner i musslor och fisk. Markerade värden uppvisar tydligt förhöjda halter i jämförelse med de två referenserna (Åketorpeviken, Gusumsån 1). Primärdata redovisas i bilaga 8. Musslor Enhet Åketorpeviken Gusumsån 1 Gusumsån 2 Gusumsån 3 Gusumsån 4 Byngaren Strolången summa PCB 7 µg/g 0,0744 - - - - 3,31 - Dioxinlika PCB 1 pg/g 3,2-3,5 - - - - 108 - Dioxiner, furaner 2 pg/g 6,5-9,5 - - - - 22-29 - Liten fisk (12-22 cm), muskel summa PCB 7 µg/g 0,747 0,339 5,04-10,7 8,23 0,890 Dioxinlika PCB 1 pg/g 19,5-20,7 17,8-18,9 226-406 250 32,1-33,6 Dioxiner, furaner 2 pg/g 0,69-8,6 0-17 4,9-14 - 7,4-26 19-25 3,5-14 Stor fisk (>21 cm), muskel summa PCB 7 µg/g 0,975-3,28-9,40 12,4 4,63 Dioxinlika PCB 1 pg/g 21-124 - 347 347 93 Dioxiner, furaner 2 pg/g 0-6,6-0-16,5-6,4-19 19-32 13-28 Stor fisk (>24 cm), lever summa PCB 7 µg/g 2,63 - - - - 7,97 - Dioxinlika PCB 1 pg/g 93 - - - - 310 - Dioxiner, furaner 2 pg/g 15-23 - - - - 27-31 - 1. sum WHO-PCB-TEQ. 2. sum WHO-PCDD/F-TEQ: lower bound - upper bound. 22
4. Diskussion 4.1 Bottenfauna Den förhöjda frekvensen av mundelsskador på fjädermyggor i Byngaren bedöms bero på förekomst av miljögifter i ytliga sediment. Endast Chironomus sp. (plumosus-typ) uppvisade missbildningar i Byngaren. För övriga undersökta arter påträffades inga mundelskador. Detta indikerar att olika arter tycks uppvisa olika känslighet för de förekommande miljögifterna vad gäller missbildningar på mundelar. För Chironomuslarverna var skadefrekvensen 18 %. Antalet undersökta larver i denna taxonomiska grupp var dock relativt litet (28 st) varför den beräknade skadefrekvensen är något osäker. 4.2 Metaller Vattenväxter i de nedre delarna av Gusumsån uppvisade förhöjda halter av koppar och zink i jämförelse med de två uppströms belägna referenserna. De provtagna musslorna från Byngaren hade förhöjda halter av dessa två metaller samt bly och tenn i jämförelse med musslor från referensen Åketorpeviken. Haltförhöjningarna var genomgående måttliga utom vad gäller kopparhalten i musslor som var ca 20 ggr högre i Byngaren än i Åketorpeviken (figur 7). Resultaten med avseende på metaller i fisklever och fiskmuskel är inte entydiga. Halterna i lever från liten fisk indikerar en förhöjd exponering av främst bly i Gusumsån och Byngaren. Halterna i lever och muskel från stor fisk antyder en förhöjd exponering av koppar, och eventuellt även kadmium, i de nedre delarna av Gusumsån. De avvikande höga halter av dessa metaller som uppmättes bedöms endast vara måttligt förhöjda i jämförelse med vad som normalt registreras i svenska inlandsvatten. Vid lokalen Gusumsån 4 var halten av kvicksilver i abborrmuskel något högre än EU:s gränsvärde för muskel från konsumtionsfisk (0,5 mg Hg/kg). 25 Koppar 160 Zink 20 Åketorpeviken Byngaren 140 120 Åketorpeviken Byngaren mg/kg fv 15 10 mg/kg fv 100 80 60 5 40 20 0 Växter Musslor Lever (liten abb) Lever (stor abb) Muskel (stor abb) 0 Växter Musslor Lever (liten abb) Lever (stor abb) Muskel (stor abb) Figur 7. Färskviktshalter av koppar och zink i biologiskt material från Åketorpeviken (referens) och Byngaren. 23
Sammantaget förefaller det föreligga en förhöjd exponering av koppar, bly och zink i Byngaren och de nedre delarna av Gusumsån. Fisk har goda möjligheter att reglera koppar och zink vilket medför liten ackumulation i vävnader. Detta kan förklara varför halterna av koppar och zink i den provtagna fisken generellt endast var svagt förhöjda (figur 7). Eventuellt föreligger även en något förhöjd exponering av kadmium och tenn i Byngaren och de nedre delarna av Gusumsån. 4.3 Klororganiska miljögifter Halterna av PCB7 var starkt förhöjda i växter, mussla och fiskmuskel från Byngaren och de nedre delarna av Gusumsån. I vattenväxter var summahalterna som högst i den nedre delen av Gusumsån där de var förhöjda med en faktor >20. Halterna i mussla var förhöjda med en faktor 30 i Byngaren i jämförelse med Åketorpeviken (figur 8). De högsta halterna i fiskmuskel noterades i abborre från Byngaren där de var förhöjda med en faktor på ca 5 (figur 8). Halterna i abborrlever var drygt fördubblade i Byngaren i jämförelse med Åketorpeviken. Halterna av PCB-153 i muskel och lever från Byngaren uppgick till 18-19 respektive 57 ng/g vilket understiger livsmedelsverkets gränsvärde för fisk och fiskprodukter på 100 ng/g. I Byngaren var halterna av PCB7, beräknade på fettviktsbasis, högst i muskel från stor abborre (figur 8). I musslor, abborrmuskel och abborrlever från Byngaren var halterna per fettvikt förhöjda med en faktor 45, 12 respektive 3 i jämförelse med Åketorpeviken. Allmän dammussla förefaller således ha en mycket hög benägenhet att anrika PCB. ng/g färskvikt 300 250 200 150 100 50 0 1,48 Musslor Åketorpeviken Byngaren Muskel (liten abb) PCB7 Muskel (stor abb) Lever (stor abb) µg/g fettvikt 14 12 10 8 6 4 2 0 0,07 Musslor Åketorpeviken Byngaren Muskel (liten abb) PCB7 Muskel (stor abb) Lever (stor abb) Figur 8. Summahalter av PCB7 i musslor och abborre från Åketorpeviken (referens) och Byngaren. Halterna anges i ng/g färskvikt (vänster) respektive µg/g fettvikt (höger). Halterna av dioxinlika PCB var starkt förhöjda i växter, mussla och fiskmuskel från Byngaren och de nedre delarna av Gusumsån. I vattenväxter var TEQ-halterna som högst i den nedre delen av Gusumsån där de var förhöjda med en faktor >20. Halterna i mussla var 20 ggr högre i Byngaren i jämförelse med Åketorpeviken (figur 9). De högsta halterna i fiskmuskel noterades i abborre från Byngaren (och Gusumsån 4) där de var förhöjda med en faktor på 5-10 (figur 9). Halterna i abborrlever var drygt fördubblade i Byngaren i jämförelse med Åketorpeviken. Halterna av dioxinlika PCB i muskel och lever från Byngaren uppgick till 2,5 respektive 11 pg TEQ/g vilket kan jämföras med 24
EU:s gränsvärde för dioxinsubstanser (dioxinlika PCB samt dioxiner och furaner) i fisk och fiskprodukter på 8 pg TEQ/g. I Byngaren var halterna av dioxinlika PCB, beräknade på fettviktsbasis, högst i muskel från stor abborre (figur 9). I musslor, abborrmuskel och abborrlever från Byngaren var halterna per fettvikt förhöjda med en faktor 30, 15 respektive 3 i jämförelse med Åketorpeviken. Liksom för PCB7 tycks allmän dammussla ha en mycket hög benägenhet att anrika dioxinlika PCB i mjukvävnaden. Halterna av dioxiner/furaner var tydligt förhöjda i växter, mussla, fiskmuskel och fisklever från främst Byngaren. Skillnaderna mellan Byngaren och Åketorpeviken var större i halt per fettvikt än i halt per färskvikt (figur 10). Vid samtliga lokaler, inklusive Byngaren, uppmättes emellertid halter som i liten utsträckning avviker från vad som kan betraktas som nutida bakgrundshalter. pgteq/g färskvikt 12 10 8 6 4 2 0 0,07 Musslor Åketorpeviken Byngaren Dioxinlika PCB Muskel (liten abb) Muskel (stor abb) Lever (stor abb) pgteq/g fettvikt 400 350 300 250 200 150 100 50 0 Musslor Åketorpeviken Byngaren Dioxinlika PCB Muskel (liten abb) Muskel (stor abb) Lever (stor abb) Figur 9. Halter av TEQ för dioxinlika PCB i musslor och abborre från Åketorpeviken (referens) och Byngaren. Halterna anges i pg/g färskvikt (vänster) respektive pg/g fettvikt (höger). pgteq/g färskvikt 1,2 1 0,8 0,6 0,4 0,2 Dioxiner och furaner Åketorpeviken Byngaren pgteq/g fettvikt 40 35 30 25 20 15 10 5 Dioxiner och furaner Åketorpeviken Byngaren 0 Musslor Muskel (liten abb) Muskel (stor abb) Lever (stor abb) 0 Musslor Muskel (liten abb) Muskel (stor abb) Lever (stor abb) Figur 10. Halter av TEQ för dioxiner+furaner i musslor och abborre från Åketorpeviken (referens) och Byngaren. Halterna anges i pg/g färskvikt (vänster) respektive pg/g fettvikt (höger). 25
5. Slutsatser I biologiskt material från Byngaren och den nedre delen av Gusumsån var halterna av koppar, bly och zink svagt till tydligt förhöjda. Halterna av dioxiner/furaner var tydligt förhöjda i biologiskt material från Byngaren och i nedre delen av Gusumsån var de förhöjda i muskel från stor abborre. Vid samtliga lokaler, inklusive Byngaren, uppmättes emellertid halter som i liten utsträckning avviker från vad som kan betraktas som nutida bakgrundshalter. Halterna av PCB7 och dioxinlika PCB:er var starkt förhöjda i växter, mussla och fiskmuskel från Byngaren och de nedre delarna av Gusumsån. I växter och musslor var halterna 10-30 ggr högre i Byngaren än i referensen Åketorpeviken. I muskel och lever från fisk var PCB-halterna 3-10 ggr högre i Byngaren och de nedre delarna av Gusumsån än i referenslokalerna och i jämförelse med referenssjöar i södra Sverige. De högsta halterna av PCB uppmättes i abborrlever från Byngaren. De registrerade haltökningarna i biologiskt material från Gusumsån och Byngaren bedöms huvudsakligen bero på en förhöjd exponering av de aktuella ämnena. Det finns inget som tyder på att skillnader i det provtagna materialet, t ex ålders- eller storleksskillnader på fisk, har haft någon påtaglig inverkan på resultaten från dessa delar av vattensystemet. Däremot kan artskillnader ha betydelse för hur resultaten skall tolkas. I Strolången provtogs muskel från stor gös i brist på stor abborre. I gösmuskel från Strolången var fettviktshalterna av PCB och dioxiner/furaner ca fem ggr högre än i abborrmuskel från referensen Åketorpeviken. Det är osäkert i vilken utsträckning dessa haltskillnader kan ha orsakats av artspecifika faktorer. I Byngaren påträffades fjädermyggslarver med mundelsskador vilka bedöms vara orsakade av en förhöjd exponering av miljögifter i bottensedimenten. 26
6. Behov av kompletterande undersökningar Undersökningen av bottenfauna i Byngarens sublitoral visade på ett mycket lågt artantal vilket skulle kunna vara en indikation på en miljögiftspåverkan. Det kan dock inte utesluta att artfattigdomen beror på låga syrehalter som en effekt av eutrofiering. För att klarlägga orsaken till den artfattiga faunan föreslås kompletterande undersökningar på samma djup i Byngarens nordöstra del samt i Strolången som bör vara mindre exponerade för miljögifter men i lika hög grad påverkade av eutrofiering. De planerade undersökningarna omfattade bland annat provtagning av miljögiftshalter i chironomider och snäckor vid flera stationer i Gusumsån. Detta för att belysa eventuell variation i föroreningsgrad i olika delar av ån. Eftersom det inte var möjligt att samla in tillräcklig mängd av dessa taxa för analys föreslås istället provtagning av kräftor. Enligt uppgift skall kräftor förekomma rikligt i ån. Det är osäkert i vilken utsträckning det föreligger en förhöjd exponering av PCB och dioxiner/furaner i sjön Strolången. Därför rekommenderas ytterligare undersökningar i sjön i form av provtagning och analys av halter i vattenväxter, mjukvävnad från dammussla och muskel från abborre. Resultaten i denna rapport indikerar att såväl långskottsväxter som allmän dammussla mycket effektivt ackumulerar PCB i vävnaderna. Dessutom är de stationära, till skillnad från fisk, vilket medför att de bedöms vara mycket lämpliga för att spåra källor och förhöjd exponering med avseende på i första hand PCB. Provtagning av abborrmuskel skall syfta till att klarlägga huruvida det föreligger förhöjda halter av klororganiska miljögifter i fisk från Strolången. 27
7. Referenser Abrahamsson, I. & Attelind, A. 2010. Metallhalter i fisk och mundelsskador på bottenfauna en undersökning i sjöarna Staren, Plogen och Mäsen.. Bremle, G. & Larsson, P. 1998. PCB concentration in fish in a river system after remediation of contaminated sediment. Environ. Sci. Tecnol. 32, 3491-3495. IVL. 2010. Data från IVL:s databank (www.ivl.se). Lindeström, L., Grotell, C. & Härdig, J. 2002. Industripåverkan på Vätterns fiskar. Vätternvårdsförbundet, rapport nr 66. Länsstyrelsen i Jönköpings län. Medin M., Ericsson U., Liungman M., Henricsson A., Boström A. & Rådén R. 2009. Bedömningsgrunder för bottenfauna. Hur klassar och bedömer bottenfauna i sjöar och vattendrag.. (www.medins-biologi.se) Naturvårdsverket, 2007. Status, potential och kvalitetskrav för sjöar, vattendrag, kustvatten och vatten i övergångszon. Handbok 2007:4, bilaga A. Bedömningsgrunder för sjöar och vattendrag. Naturvårdsverket. 2009. Handledning för miljöövervakning. Metaller och miljögifter i fisk från sjöar och vattendrag. Naturvårdsverket, 2009-07-09. Naturvårdsverket 2010. Handledning för miljöövervakning. Undersökningstyp: Bottenfauna i sjöars profundal och sublitoral. Version 2:0, 2010-03-01. Nordiska ministerrådet. 1995. Nordic environmental specimen banking: methods in use in ESB: manual for the Nordic countries. TemaNord 1995:543. Palm, A., Furusjö, E., Rahmberg, M. & Sternbeck, J. 2004 Miljögifter i Vänern - vilka ämnen bör vi undersöka och varför? IVL rapport B1600. Rosenberg, D. M.& Resch, V. H. 1993. Freshwater biomonitoring and benthic macroinvertebrates. Chapman & Hall, London. Sternbeck, J., m fl. 2004. Organiska miljögifter i fisk från svenska bakgrundslokaler. IVLrapport B1567. Wiederholm, T. 1984. Incidence of deformed chironomid larvae (Diptera: Chironomidae) in Swedish lakes. - Hydrobiologia 109: 243-249. Wiederholm, T. (ed) 1999. Bedömningsgrunder för miljökvalitet. Sjöar och vattendrag. Naturvårdsverket, Rapport 4913. 28
Bilaga 1. Lokal- och provtagningsdata 29
Sjö/Å Provtyp Datum X-koord Y-koord Djup Antal delprover Bottentyp Siktdjup (m) Syre yta (mg/l) Syre botten (mg/l) Åketorpeviken Växter 2010-10-12 6462185 1538395 1 1 Mjukbotten 4,4 10,1 10,1 9,7 9,7 Åketorpeviken Musslor 2010-10-12 6462185 1538395 1 1 Mjukbotten 4,4 10,1 10,1 9,7 9,7 Åketorpeviken Liten abborre 2010-10-13 6462071 1538249 6 1 Mjukbotten 4,4 10,1 9,6 9,7 9,5 Åketorpeviken Stor abborre 2010-10-13 6462071 1538249 6 1 Mjukbotten 4,4 10,1 9,6 9,7 9,5 Åketorpeviken Sublitoral bottenfauna 2010-10-12 6462071 1538249 6 5 Mjukbotten 4,4 10,1 9,6 9,7 9,5 Åketorpeviken Fjädermyggor / mundelsskador 2010-10-12 6462071 1538249 6 30 Mjukbotten 4,4 10,1 9,6 9,7 9,5 Gusumsån 1 Växter 2010-10-14 6460973 1539005 1 1 Mjukbotten - 9,4 9,4 Gusumsån 1 Bottenfauna rinnande 2010-10-14 6460973 1539005 1 5+1 Mjukbotten - 9,4 9,4 Gusumsån 1 Liten abborre 2010-10-14 6460870 1539160 1,2 1 Sand/lera 1,2 9,4 9,4 Gusumsån 2 Växter 2010-10-14 6459463 1540088 1 1 Mjukbotten 1 9,5 9,5 Gusumsån 2 Bottenfauna rinnande 2010-10-14 6459463 1540088 1 5+1 Mjukbotten 1 9,5 9,5 Gusumsån 2 Liten abborre och mört 2010-10-14 6459650 1539955 1,5 1 Fast 1,5 9,5 9,5 Gusumsån 2 Stor abborre 2010-10-14 6459650 1539955 1,5 1 Fast 1,5 9,5 9,5 Gusumsån 3 Växter 2010-10-14 6459495 1540390 1 1 Fast 1 9,5 9,5 Gusumsån 3 Stor abborre 2010-10-14 6459410 1540305 1,5 1 Fast 1,5 9,5 9,5 Gusumsån 4 Växter 2010-10-15 6460935 1541175 1,5 1 Fast 1,5 7,7 7,7 Gusumsån 4 Bottenfauna rinnande 2010-10-15 6460993 1541279 1,1 5+1 Mjukbotten 1,1 7,7 7,7 Gusumsån 4 Liten abborre 2010-10-15 6460935 1541175 1,5 1 Fast 1,5 7,7 7,7 Gusumsån 4 Stor abborre 2010-10-15 6460935 1541175 1,5 1 Fast 1,5 7,7 7,7 Gusumsån 5 Växter 2010-10-15 6461340 1542025 1,5 1 Fast 1,5 7,7 7,7 Byngaren Växter 2010-10-14 6462210 1541975 2 1 Mjukbotten 2,1 9,5 9,5 9,5 9,5 Byngaren Musslor 2010-10-14 6462210 1541975 2 2 Mjukbotten 2,1 9,5 9,5 9,5 9,5 Byngaren Liten abborre 2010-10-13 6461880 1542130 2.8 1 Mjukbotten 2,1 9,5 9,5 9,5 9,5 Byngaren Stor abborre 2010-10-13 6461880 1542130 2.8 1 Mjukbotten 2,1 9,5 9,5 9,5 9,5 Byngaren Sublitoral bottenfauna 2010-10-14 6461627 1542688 6,5 5 Mjukbotten 2,1 9,5 9,4 9,5 9,5 Byngaren Fjädermyggor / mundelsskador 2010-10-14 6461835 1542160 2,8 30 Mjukbotten 2,1 9,5 9,5 9,5 9,5 Strolången Liten abborre 2010-10-12 6471450 1538360 3 1 Fast 1,4 9,4 9,3 10 10 Strolången Stor gös 2010-10-12 6471450 1538360 3 1 Fast 1,4 9,4 9,3 10 10 Temp yta ( C) Temp botten ( C)
Bilaga 2. Bottenfauna i rinnande vatten
Förklaring till resultatsida bottenfauna i rinnande vatten och sjölitoral Lokaluppgifter Lokalnummer, vattendragsnamn och lokalnamn. Provtagningsdatum, kommun eller flodområde enligt SMHI:s sjö- och vattendragsregister samt koordinater enligt RT90 (Rikets nät). I förekommande fall foto, skiss samt en kortfattad beskrivning i ord av provtagningslokalen. Surhetsklass och ekologisk status Beräknade index enligt Naturvårdsverkets bedömningsgrunder (Naturvårdsverkets handbok 2007:4). Klassningar av surhet och ekologisk status enligt följande: Nära neutralt/hög status Måttligt surt/god status Surt/Måttlig status Mycket surt/otillfredsställande status Extremt surt (ej rinnande vatten)/dålig status MISA/MILA: Multimetriska surhetsindex för vattendrag respektive sjöar. ASPT-index: Ett renvattensindex som i huvudsak baseras på förekomst av känsliga eller toleranta djurgrupper. Används som ett index för allmän ekologisk kvalitet. DJ-index: Multimetriskt index för att påvisa eutrofiering i vattendrag. Tillståndsklassning Beräknade index och parametrar. Gränsvärden enligt Naturvårdsverkets Bedömningsgrunder för miljökvalitet (Wiederholm 1999) och Medin et al. (2009). Klassningar enligt en femgradig skala: 1. Mycket högt 2. Högt 3. Måttligt högt 4. Lågt 5. Mycket lågt Totalantal taxa: Det totala antalet arter och/eller grupper som påträffades i hela provet. TaxaIndex: Kvoten mellan uppmätt och förväntat totalantal taxa. Individtäthet (ant/m 2 ): Det totala antalet individer per kvadratmeter undersökt yta. EPT-index: Antalet arter och/eller grupper bland dag-, bäck- och nattsländor. Ett allmänt föroreningsindex. Naturvärdesindex: Samlad bedömning av naturvärdet m.a.p. bottenfaunan. Bygger på totalantal taxa, diversitetsindex och förekomst av rödlistade eller ovanliga arter. Diversitetsindex (Shannons): Ett mått på mångformigheten hos bottenfaunasamhället. Danskt faunaindex: Förekomst av nyckelarter eller nyckelsläkten med varierande tolerans för näringsämnen/organisk belastning. Surhetsindex: Samlad bedömning av bottenfaunans försurningsstatus. BottenpHaunaindex: Förekomst av nyckelarter eller nyckelsläkten med varierande tolerans för försurning. Föroreningsindex: Samlad bedömning av bottenfaunans eutrofieringsstatus. Expertbedömning Medins slutgiltiga bedömning av status m.a.p. surhet, eutrofiering och i förekommande fall hydromorfologisk eller annan påverkan. Bygger på de olika indexen och parametrarna i kombination med bottenfaunans artsammansättning, samt på egen erfarenhet från liknande undersökningar och provplatser. Klassningar enligt följande: Nära neutralt/hög status Måttligt surt/god status Surt/Måttlig status Mycket surt/otillfredsställande status Extremt surt (ej rinnande vatten)/dålig status Bedömning av naturvärden Bygger på Medins Naturvärdesindex och klassas enligt en tregradig skala: Mycket höga naturvärden Höga naturvärden Naturvärden i övrigt Redovisning av eventuell förekomst av rödlistade och ovanliga arter, samt hotkategori. Jämförelse med tidigare undersökningar/bottenfaunasamhällets struktur Om tidigare undersökningar gjorts redovisas här utvalda data av intresse för bedömning och undersökningssyfte, annars ges en beskrivning av bottenfaunasamhällets struktur. Kommentar I kommentaren finns värdefull information om intressanta observationer och avvikelser. Den är avsedd att hjälpa till vid tolkningen av resultaten i tabeller och diagram. 32
1. Gusumsån Datum: 2010-10-14 Kommun: Valdemarsvik Koordinat: 6460973/1539005 0-15 m nedströms bron. Naturvårdsverkets kriterier (2007) Ekologisk kvalitetskvot Status/Klass MISA: ASPT-index: DJ-index: Expertbedömning Surhetsklass 64 6,0 12 1,35 1,12 1,40 Nära neutralt Hög Hög Nära neutralt Status med avseende på eutrofiering Status med avseende på hydromorfologisk påverkan Status med avseende på annan påverkan Hög Hög Hög Övriga index och tillståndsklassning Naturvärde Index Totalantal taxa: 45 högt Höga naturvärden 7 TaxaIndex (%): 117,2 ingen klassning Rödlistade/ovanliga arter Individtäthet (antal/m 2 ): 1 318 måttligt högt Calopteryx splendens 3 poäng EPT-index: 22 måttligt högt Goera pilosa 3 poäng Diversitetsindex: 3,25 måttligt högt Danskt faunaindex: 6 högt Övriga kriterier Surhetsindex: 11 mycket högt Diversitet 0 poäng Föroreningsindex: 8 högt Antal taxa 1 poäng Bottenfaunasamhällets struktur Procent % Naturvärdespoäng 100 8 6 4 2 0 Diversitet Hotstatus 80 60 40 20 0 Kommentar Bottenfaunan var med hänsyn till lokalkvaliteten artrik med flera försurnings- och eutrofieringskänsliga taxa. De index som normalt indikerar en påverkan från exempelvis miljögifter var förhållandevis höga. Bottenfaunans sammansättning kan generellt anses vara normal för vattentypen. Två ovanliga arter påträffades, och tillsammans med ett högt artantal medförde detta att lokalen bedömdes hysa höga naturvärden med avseende på bottenfaunan. 33
2. Gusumsån Datum: 2010-10-14 Kommun: Valdemarsvik Koordinat: 6459463/1540088 50 m uppströms bron, på västra sidan. Naturvårdsverkets kriterier (2007) Ekologisk kvalitetskvot Status/Klass MISA: ASPT-index: DJ-index: Expertbedömning Surhetsklass 42 5,8 9 0,89 1,09 0,80 Nära neutralt Hög Hög Nära neutralt Status med avseende på eutrofiering Status med avseende på hydromorfologisk påverkan Status med avseende på annan påverkan God Hög God Övriga index och tillståndsklassning Naturvärde Index Totalantal taxa: 33 måttligt högt Naturvärden i övrigt 0 TaxaIndex (%): 79,3 ingen klassning Rödlistade/ovanliga arter Individtäthet (antal/m 2 ): 1 098 måttligt högt Inga rödlistade eller EPT-index: 10 lågt ovanliga arter påträffades Diversitetsindex: 2,46 lågt Danskt faunaindex: 4 lågt Övriga kriterier Surhetsindex: 7 högt Diversitet 0 poäng Föroreningsindex: 5 måttligt högt Antal taxa 0 poäng Bottenfaunasamhällets struktur Procent % 100 80 60 40 20 0 Kommentar Bottenfaunan var något artfattigare och tåligare mot eutrofiering jämfört med den uppströms liggande provpunkten (1. Gusumsån). Resultaten beror sannolikt på lokalkvaliteten med mer mjukbotten och lägre vattenhastighet än uppströmspunkten, vilket återspeglas i ett bottenfaunasamhälle som är anpassat för sådana förhållanden. Bottenfaunans sammansättning kan generellt anses vara normal för vattentypen. Ingen tydlig annan påverkan från exempelvis miljögifter kunde noteras. 34
4. Gusumsån Datum: 2010-10-15 Kommun: Valdemarsvik Koordinat: 6461055/1541480 3-13 m uppströms gång/cykelbro. Naturvårdsverkets kriterier (2007) Ekologisk kvalitetskvot Status/Klass MISA: ASPT-index: DJ-index: Expertbedömning Surhetsklass 69 5,5 11 1,46 1,02 1,20 Nära neutralt Hög Hög Nära neutralt Status med avseende på eutrofiering Status med avseende på hydromorfologisk påverkan Status med avseende på annan påverkan God Hög God Övriga index och tillståndsklassning Naturvärde Index Totalantal taxa: 35 måttligt högt Naturvärden i övrigt 3 TaxaIndex (%): 92,5 ingen klassning Rödlistade/ovanliga arter Individtäthet (antal/m 2 ): 2 372 högt Calopteryx splendens 3 poäng EPT-index: 8 lågt Diversitetsindex: 2,53 lågt Danskt faunaindex: 4 lågt Övriga kriterier Surhetsindex: 10 högt Diversitet 0 poäng Föroreningsindex: 6 måttligt högt Antal taxa 0 poäng Bottenfaunasamhällets struktur Procent % 100 80 60 40 20 0 Kommentar Liksom i provpunkt 2 var bottenfaunan anpassad till ett mera lugnflytande vatten och mjukbotten, vilket sannolikt förklarar de lägre indexvärden jämfört med provpunkt 1. Bottenfaunans sammansättning kan därmed anses vara normal för vattentypen. En ovanlig art påträffades, och lokalen bedömdes hysa naturvärden i övrigt med avseende på bottenfaunan. Ingen tydlig annan påverkan från exempelvis miljögifter kunde noteras. 35