Projekt Turingen Miljökontroll. Lägesrapport Uppföljningsperiod 2010 (1 januari januari 2011)

Projekt Turingen Miljökontroll Lägesrapport Uppföljningsperiod 2010 (1 januari 2010 3 januari 2011) Fotografi Jonny Skarp juni 2011, reviderad augusti 2011 Nykvarns kommun WSP Environmental

Projekt Turingen Miljökontroll Lägesrapport uppföljningsperiod 2010 INNEHÅLLSFÖRTECKNING SAMMANFATTNING... 3 ALLMÄNT... 3 DETALJNIVÅ... 3 KONTROLLPROGRAMMET... 6 INLEDNING... 6 UTFORMNING OCH OMFATTNING... 6 UTFÖRDA MÄTNINGAR OCH ANALYSER... 7 METODBESKRIVNINGAR... 9 MÄTRESULTAT OCH ENKEL UTVÄRDERING...13 VATTENKEMI: TEMPERATUR, PH, SYREMÄTTNAD, REDOXPOTENTIAL, KONDUKTIVITET...13 VATTENKEMI: JÄRN, MANGAN OCH ALUMINIUM...16 VATTENKEMI: KVÄVE, FOSFOR OCH ORGANISKT KOL...17 VATTENKEMI: LJUSFÖRHÅLLANDEN (FÄRG, SIKTDJUP OCH GRUMLIGHET)...19 VATTENKEMI: KVICKSILVER...22 SEDIMENT: FALLANDE SEDIMENT...28 SEDIMENT: BOTTENSEDIMENT...33 BIOTA: ZOO- OCH VÄXTPLANKTON...39 BIOTA: BOTTENFAUNA...41 BIOTA: FISK...41 KVICKSILVERFLÖDEN OCH BELASTNINGEN PÅ MÄLAREN...47 GENERELLA SLUTSATSER...48 REFERENSER...49 BILAGOR...51 BILAGA 1: ANALYSRESULTAT VATTEN...51 BILAGA 2: ANALYSRESULTAT FALLANDE SEDIMENT...73 BILAGA 3: ANALYSRESULTAT PLANKTON...76 BILAGA 4: ANALYSRESULTAT FISK...78 BILAGA 5: ANALYSRESULTAT BOTTENSEDIMENT...81 BILAGA 6: PEGELAVLÄSNINGAR VID KUNGSBRO...83 2011-06-23, reviderad 2011-08-29 Sida 2 (85)

Projekt Turingen Miljökontroll Lägesrapport uppföljningsperiod 2010 SAMMANFATTNING Allmänt Den tidigare genomförda efterbehandlingen av förorenade sediment i sjön Turingen i Nykvarns kommun följs upp med hjälp av ett omfattande provtagnings- och mätprogram. I denna lägesrapport redovisas de viktigaste resultaten från mätningar under den sjunde uppföljningsperioden (1 januari 2010 3 januari 2011) samt jämförelser med tidigare resultat. Omläggning av Turingeån samt muddring och övertäckning av sediment i Turingen har mycket framgångsrikt reducerat kvicksilverhalten i sjövattnet och sedimenterande material i hela sjösystemet. Kvicksilver i sjösystemet är numera i otillgängligt för biota i högre grad än före saneringsåtgärderna. De minskade kvicksilverhalterna har dock ännu inte återspeglat sig mer än marginellt i biota (zooplankton, bottenfauna och fisk). Dessa halter ökade tillfälligtvis i samband med ingreppen, men har sedan i huvudsak återgått till samma ungefärliga nivåer som innan åtgärderna. Det förväntades dock inte heller annat än att kvicksilverhalterna i biota sakta skulle minska över en period som kan uppgå till decennier. Det finns vissa frågetecken kring vilka processer som äger rum i sjön och vad dessa kan innebära på längre sikt. Dessa handlar främst om vad som har hänt och händer fortsättningsvis med det konstgjorda sedimenttäcket, om metylering och demetylering av kvicksilver och effekten av detta på biota, samt om hur stor den fortsatta tillförseln av kvicksilver från Turingeån är. Vid den fördjupade utvärderingen efter mätperioden 2007 rekommenderades ett antal ändringar i kontrollprogrammet, bl.a. färre stationer men ökad provtagningsfrekvens för biologiska prov; analys av kvicksilver i samlingsprov av växtplankton; vattenflödesmätningar; märkning av fisk; utökad provtagning i Turingeån; samt fördjupade datautvärderingar i form av multivariata analyser och framtagning av en modell över kvicksilvrets flöden och omvandlingar sjön. Delar av dessa förslag genomfördes under 2008-2009 och redovisades i lägesrapporten för uppföljningsperiod 2009 (Petsonk och Land, 2010). Under 2010 har en omfattande provtagning skett för att fullfölja framtagandet av ovan nämnda modell. Resultaten av denna provtagning redovisas i föreliggande rapport. En mer omfattande utvärdering av resultaten och ekosystemmodellen redovisas i en separat rapport (Regnell, 2011). Detaljnivå Halterna i vatten av de flesta undersökta ämnena uppmättes åtta gånger under 2010. Inget tyder på att halterna avviker från tidigare år. Kvicksilver fortsätter att variera cykliskt och följer årstiderna och sjödynamiken. Under skiktade förhållanden är halterna av både totalkvicksilver och metylkvicksilver högre i bottenvatten än i ytvatten. Långsiktigt verkar det inte längre som kvicksilverhalterna i vatten minskar. Halterna av totalkvicksilver är i princip nere på den bakgrundsnivå om 4 ng/l som angetts av Naturvårdsverket (1999). I Turingeån uppströms sjön fortsätter halterna av Hg att periodvis visa relativt höga toppar. Provtagningen av vattnet i Turingeån under 2010 visade liksom under tidigare år att den största ökningen av kvicksilverhalten i åvattnet sker i ett område där det ligger några tidigare konstaterade ansamlingar av kvicksilver samt flera dagvattenutsläpp. Det har tidigare även funnits ett kommunalt avlopps- 2011-06-23, reviderad 2011-08-29 Sida 3 (85)

reningsverk på platsen. Det är möjligt att en eller flera av dessa potentiella källor bidrar till haltökningen. I juni, juli och augusti 2010 genomfördes detaljerade vattenprovtagningar i djupprofiler vid Turingens och Lilla Turingens djuphålor. Syftet var att få en större förståelse för hur skiktningen av vattenmassan påverkar Hg-omsättningen i sjön, inklusive Hg-metyleringen, och vilka de huvudsakliga källorna till MeHg är. Resultaten från de detaljerade provtagningarna berörs i föreliggande rapport men behandlas mer utförligt i en rapport av Regnell (2011). Halterna av aluminium i fallande sediment som är lakbar vid ph 4 (s.k. ph4-al) speglar det material som tillfördes som konstgjort sediment. Dessa halter är förhöjda jämfört med bakgrundshalterna vid de flesta mätstationerna. Det är möjligt att det finns andra förklaringar, men resultaten tycks indikera att konstgjort sediment frigörs eller resuspenderar från läggningsområdet och sprids till Lilla Turingen och även till Mälaren. Denna spridning verkar dock vara under avtagande. Efter att under 2002-2004 ha varit på samma nivå som i Lilla Turingen ökade kvicksilverhalterna i fallande sediment i Turingen något 2004-2009. Halterna under 2010 var dock generellt något lägre än under 2009. Haltnivåerna innebär att det fortfarande (eller återigen) finns partikelbunden kvicksilver i omlopp i Turingen, trots efterbehandlingsåtgärderna. Eftersom även sedimentationen ökar, ökar kvicksilverbelastningen i Turingen. Sett över hela tidsperioden visar dock kvicksilverhalterna en första ordningens avtagande med tid. Detta tyder på en lyckad efterbehandling av Turingeån och området utanför åns mynning i sjön. Vissa mellanårs-variationer är naturligtvis att vänta då frigörandet av kvicksilver från bottnar eller transport av partikelbundet kvicksilver är processer som påverkas av flera saker än befintlig koncentration i vatten. I bottensedimenten visar både halterna av ph4-al och Al/Ti-kvoterna att det i Turingen finns ett inslag av det konstgjorda sedimentet som lades ut 2003. Resultaten visar också att det konstgjorda sedimentet är relativt väl utblandat (eller utspätt) med underliggande och nytt naturligt sediment. Provtagningarna indikerar också att det finns vissa områden, t ex i Turingens sydvästra del, där det konstgjorda sedimentet verkar ha eroderats bort i relativt stor utsträckning, samt att en del av det konstgjorda sedimentet verkar ha transporterats bort till Lilla Turingens djuphåla. Närmast efter utläggningen av det konstgjorda sedimentet sjönk Hg-halterna i ytsedimenten drastiskt i Turingen. Därefter har Hg-halterna ökat långsamt. Detta beror troligen på inblandning av de underliggande förorenade sedimenten, men det kan heller inte uteslutas att Hg tillförs med nytt fallande sediment. Hg-halterna i ytsedimenten är nu på samma nivå som i fallande sediment. Under 2010 har både zooplankton och växtplankton provtagits. Kvicksilverhalterna i zooplankton uppvisar fortfarande rumsliga och temporala mönster som är likartade mellan de olika stationerna samt en avtagande gradient från Turingen genom Lilla Turingen till Mälaren. Ännu kan ingen bestående förändring till följd av efterbehandlingsarbetena i sjön observeras i dessa data, även om en sjunkande trend efter åtgärdsfasen kan skönjas. Det finns inga klara samband mellan halten kvicksilver i vatten och i zooplankton, vilket troligen främst beror på att andelen Hg i vattnet som består av metylkvicksilver varierar. Däremot finns en god korrelation mellan Hg i zooplankton och Hg i växtplankton. Hg-halten i växtplankton är lägre än i zooplankton, men eftersom biomassan av växtplankton är betydligt större, är mängden Hg också större i växtplankton än i zooplankton. Kvicksilverhalterna i småabborrar steg något oförklarligt under 2009 och uppgick i Turingen och Lilla Turingen till ungefär samma nivå som vid den tillfälliga ökningen under 2002-2003. Även i Mälaren steg halterna i abborre under 2009. Det verkar dock som om den ökningen var tillfällig. Under 2010 var Hg-halterna på samma nivå som 2007-2008. 2011-06-23, reviderad 2011-08-29 Sida 4 (85)

Mätresultaten visar att Turingen under merparten av projektet har fungerat som en nettosänka för kvicksilver samt att åtgärderna i sjön inte har orsakat någon förhöjning av kvicksilverhalter eller mängder i Turingens utgående vatten. Det finns i princip två ungefär lika stora källor till MeHg i Turingen. Den ena är inflöde av MeHg eller Hg (som sedan metyleras) från Turingeån. Den andra källan är metylering av Hg i sediment eller hypolimnion (djupt vatten under språngskiktet). Även om källorna är lika stora är den senare mindre viktig för upptag i biota. Det beror på att det MeHg som bildas i sjöns djupare delar inte sprids i någon större utsträckning till sjöns ytligare vatten där den största delen av primärproduktionen sker. Ett visst utbyte sker dock under höstomrörning och under sommaren när språngskiktet gradvis förflyttas neråt. 2011-06-23, reviderad 2011-08-29 Sida 5 (85)

Projekt Turingen Miljökontroll Lägesrapport uppföljningsperiod 2010 KONTROLLPROGRAMMET Inledning Efterbehandling av de kvicksilverförorenade bottensedimenten i sjön Turingen i Nykvarns kommun avslutades den 31 oktober 2003. Sedan dess har miljökontrollen fortsatt övervaka miljöpåverkan som entreprenaderna förde med sig samt miljösituationen i övrigt, främst i och nedströms Turingen. Syftet med denna lägesrapport är att redovisa de viktigaste resultaten från mätningar sedan föregående rapportering (avseende 2009). För att fortsätta utvärderingen av resultat från samtliga åtgärdsskeden görs även jämförelser med tidigare resultat. Rapporten har huvudsakligen skrivits av Andy Petsonk och Magnus Land vid WSP Environmental och utgår från tio tidigare lägesrapporter, Meili (2000 och 2001), Petsonk (2001, 2002, 2003, 2004, 2006 och 2007), Petsonk och Plantman (2008) samt Petsonk och Land (2009, 2010). Utformning och omfattning Kontrollprogrammet innefattar ett flertal fysikaliska, kemiska och biologiska parametrar. Programmets omfattning har reviderats flera gånger. Den senaste versionen anmäldes till länsstyrelsen i Stockholms län 2010-01-15. Provtagningsstationerna visas i Figur 1. De flesta prover och fältobservationer har samlats in och dokumenterats av Yoldia Environmental Consulting AB och Skarps Miljöteknik genom dagböcker och fotografier. De kemiska analyserna har sedan 2004-04-01 utförts huvudsakligen av ALS Scandinavia AB (f.d. Analytica AB); tidigare analyser utfördes av IVL Svenska Miljöinstitutet AB samt Institutet för Tillämpad Miljöforskning vid Stockholms Universitet (ITM). Under 2010 har vissa vattenanalyser även utförts av IVL. Åldersbestämning av fisk har utförts av Allumite Konsult AB. Avläsning av pegeln i Turingeån har gjorts på frivillig basis av Set Axelsson. I huvudsak har mätprogrammet under perioden för aktuell rapportering innehållit följande komponenter: In-situ mätningar i vattnet med avseende på grumlighet, ph, ledningsförmåga, temperatur, syrgashalt, redoxpotential och siktdjup har utförts åtta gånger vid åtta stationer. Vattenprover har samlats in för kemisk analys av ofiltrerat vatten vid åtta tillfällen vid åtta stationer. Vid tre tillfällen under perioden juni-augusti har djupprofiler provtagits på stationerna i Turingen och Lilla Turingen. Analysomfattningen har varierat, men totalhalten kvicksilver har alltid analyserats. Plankton har samlats in vid fyra tillfällen vid tre stationer för analys med avseende på kvicksilver. Försök har gjorts att skilja på växtplankton och zooplankton. Fallande sediment har samlats in kontinuerligt med hjälp av hängande fällor vid fem stationer. Fällorna har tömts med två till tre månaders intervall, och innehållet analyserats med avseende på mängd nedfallen sediment, GF, Hg, ph4-al, m.m. Gädda och mört har infångats vid ett tillfälle under hösten vid tre stationer. Abbore har infångats vid två tillfällen (vår och höst) vid samma stationer. Individprov från utvalda fiskar och samlingsprov har analyserats med avseende på Hg och MeHg. 2011-06-23, reviderad 2011-08-29 Sida 6 (85)

Bottensediment har provtagits vid 10 stationer. Från varje station har fem prover i en profil ner till ett djup av 20 cm analyserats. Utförda mätningar och analyser Enligt Yoldias/Skarps dagbok har fältarbeten för miljökontroll utförts under totalt 25 dagar mellan 1 januari och 3 januari 2011, exklusive arbete vid provfiske. Vattenprov till laboratorieanalyser har samlats in vid 8 tillfällen från station 2,2, 3,52, 3,56, TV, D, L, U och M (Tabell 1). Fasta prov till laboratorieanalyser har samlats in vid diverse intervaller (Tabell 2). Tabell 1. Antal in-situ mätningar och vattenprov till laboratorieanalyser vid olika tillfällen. Datum In-situ mätn. Hg-tot Fe, S, Al, Mn, P MeHg TOC, SO4, N-tot Klorofyll a H2S NH4-N NO3 Hg-tot, MeHg Fe, Mn, Al, S, P absorbans Filterrest Provtagning ofiltrerat ofiltrerat ofiltrerat ofiltrerat filtrerat filtrerat 8-feb-2010 11 11 7 6 4 4 21-apr-2010 11 11 7 6 7 7 31-maj-2010 11 11 7 6 7 7 28-jun-2010 21 21 17 16 13 17 15 3-aug-2010 23 23 19 18 15 19 17 24-aug-2010 21 21 17 16 13 17 15 30-sep-2010 11 11 7 6 7 7 30-nov-2010 11 11 7 6 7 7 3-jan-2011 1 1 1) 1 1) Summa 121 121 89 80 41 85 79 1) Nederbörd, ej samtliga parametrar. Tabell 2. Antal fasta prov till laboratorieanalyser vid olika tillfällen. Fasta prover Datum GF Fe, Mn Ti Al ph4-al HgTot MeHg Bottensediment 15-nov-2010 50 50 50 50 Sedimentfällor 8-mar-2010 10 10 10 10 10 18-maj-2010 10 10 10 10 5 10 27-jul-2010 10 10 10 10 10 27-sep-2010 10 10 10 10 10 10 18-nov-2010 10 10 10 10 10 Zooplankton 20-maj-2009 6 6 5-jul-2010 6 6 25-aug-2010 6 6 25-okt-2010 6 6 Bottenfauna Ej provtaget Fisk Abborre vår 30 15 Aborre Höst 56 30 Gädda Höst 16 Mört Höst 30 17 Summa 100 50 50 100 65 256 86 2011-06-23, reviderad 2011-08-29 Sida 7 (85)

Figur 1. Provtagningsstationer i Turingeåsystemet under Uppföljningsperiod 2010. YH = Yngern, TS = Turingeån Ströpsta, 2,2 = Turingeån Ström, 3,52 = Turingeån Nyhammar, 3,56 = Turingeån Kungsbro, T = Turingeån Vidbynäs, TV = Turingeån vid Strängnäsvägen, B = Turingen Brygghusviken, SM = Södra Turingen, SN = Södra Turingen, V = Turingens västra strand, D = Turingens djuphåla, C = Centrala Turingen, N = Norra Turingen, L = Lilla Turingen, U = Utloppsån innan Mälaren, M = Mälaren utanför kraftverket, MS = Mälaren Sundsörsviken, Ä = Mälaren Älgön. 2011-06-23, reviderad 2011-08-29 Sida 8 (85)

Metodbeskrivningar I detta avsnitt beskrivs de ändringar till provtagnings-, provhanterings- och analysmetodik som har kommit till uttryck i samband med uppföljningsperioden 2010. Våtdeposition Provtagaren för våtdeposition består av en tratt med insamlingsyta 118,8 cm 2 som är kopplad till en 1000 ml HD-polyeten flaska. Mätaren står mitt bland slyet på den övertäckta mudderdeponin mellan Turingeåns nedre lopp och Brygghusviken (Figur 2). Insitu-mätningar Insitu-mätningar av profiler genom vattenmassan har utförts med hjälp av en sänkbar sond, Troll 9500, som samtidigt mäter vattendjup, ph, konduktivitet, redoxpotential, syrehalt, temperatur och turbiditet (Figur 2). Samtliga mätdata loggas. Till sonden har Yoldia även kopplat lampor och videokamera samt en vattenslang för att möjliggöra provtagning i samband med sondering. Vattenprovtagning Vattenprover togs med hjälp av en peristaltisk pump. Slangen till pumpen sänktes till önskad djup och vattnet pumpades upp. Under de inledande omgångarna överfördes vattenproverna till syra-diskade glasflaskor erhållna från labbet. Från och med provtagningen 2010-08-03 började dock projektet överföra vattnet till 5 liters engångs-plastpåsar som skickades till labbet utan ytterligare fälthantering. På labbet förbehandlades proverna utan överföring till flaskorna. Påsarna är av polyeten och har ett syrespärrskikt av metalliserad polyester (som dock ej kommer i kontakt med provet). Detta ger påsen en syrediffusion på ca 1,0 ml/m 2 och 24 timmar (vilket ger en teoretisk ökning av syreinnehållet i en halvfull påse på ca 0,1 mg/liter och dygn). Påsarna testades i labbet genom att fylla dessa med MQ-vatten och låta dem stå i 3 respektive 6 dygn varefter vattnet analyserades. Varken tid eller syra- Figur 2. Nederbördsinsamlare (överst) och in situ-sond (nederst). 2011-06-23, reviderad 2011-08-29 Sida 9 (85)

diskning påverkade analysresultaten i nämnvärd omfattning. Metoden testades även i fält med några extraanalyser 2010-07-27. Förbehandling av vattenprov i syrefri miljö Under 2010 har projektets vattenprov förbehandlats genom anaerob filtrering. Därefter har vätskefasen delats upp (fortfarande i anaerob miljö) i delprov för analys av metylkvicksilver, kvicksilver, andra ämnen och absorbans. Tvättade och förvägda filter användes för att bestämma halten suspenderat material följd av bestämning av glödgingsförlust. Efter glödgning löses materialet på filtret upp för analys. För kvalitetskontroll har två blankfilter genomgått alla steg i proceduren. Proceduren, som sammanfattas här, beskrivs i mer detalj i Sörlin (2010). Filtren av tre typer GF/F (0,7 µm), GF/C (1,2 µm) och Filtropur S (0,45 µm) förbehandlas genom lakning med 5%-ig HAc i minst 3 dagar. Därefter tvättas filtren med MQ-vatten minst 2 ggr per dag i 2-3 dagar, torkas vid 105 C över en natt och vägs med en noggrannhet av 0,1 mg. Den anaeroba filtreringen utförs i en s.k. handskbox som har laddats med all nödvändig utrustning. All luft i boxen sugs bort av en vakuumpump och ersätts av argon gas. Om provet innehåller mycket partiklar, filtreras provet först över ett vägt GF/C filter och sedan över ett vägt GF/F filter. Därefter delas provet genom filtrering med 0,45 µm filter inför analys med avseende på Hg, metyl-hg, övriga metaller och absorbans. Därefter öppnas handskboxen. Vid analys med avseende på suspenderade ämnen bestäms först den filtrerade volymen genom att väga provflaskorna före och efter filtreringen. Därefter torkas alla blankfilter och filter med filterrest vid 105 C enligt SS-EN 872:2005. Dessa vägs för att kunna beräkna mängden suspenderade ämnen (mg) på filtret samt halten suspenderade ämnen i mg/l enligt SS-EN 872:2005. Inför bestämning av glödgningsförlusten vägs en porslinsdegel, först tom (a) och sedan med ett filter med känd mängd suspenderade ämnen (b). Degeln med filtret glödgas i 2 h vid 550 C varefter den får svalna i exsickator och vägs en tredje gång (c). Två blankfilter behandlas på samma sätt. Blankfiltrens viktsförlust genom glödning bestäms (d). Glödningsförlusten i % av TS bestäms genom formeln: 100*(b-c-d)/mängd susp}. Filtren sparas till senare uppslutning. Filtren och blankfiltren inaskas och uppslutas i teflonkärl i mikrovågsugn efter tillsättning av 5 ml HNO 3 och 0,5 ml H 2 O 2. Utvecklad analysmetodik för totalkvicksilver På uppdrag av Projekt Turingen har ALS Scandinavia utvecklat en modifierad, ej ackrediterad metod för analys av totalhalten Hg i vattenprov med låg rapporteringsgräns (0,5 µg/l istället för 2 µg/l). Metoden (Baxter, 2010) innebär att destillerat HNO 3 tillsätts proverna till en koncentration av 1.4 M. Surgjort prov blandas sedan med reduktionsmedel (bestående av 0,25 M NaBH 4 i 0,05 M NaOH) i ett flödessystem. Allt Hg(II) i provet reduceras till Hg(0) som förångas och avlägsnas från provet med ett argon gas flöde i en gas/vätska separator. Argon plus Hg(0) introduceras sedan direkt till ett ICP-SFMS instrument för mätning av Hg. För att säkra kvaliteten analyseras lösningar enligt följande sekvens: blank (1.4 M HNO3); kalibreringslösning (2 ng/l Hg i 1.4 M HNO3); blank; kvalitetskontroll-lösning (1 ng/l Hg i 1.4 M HNO3); blank; prov 1; blank; prov 2; blank; blank; prov 5; blank; kalibreringslösning; blank; kvalitetskontrolllösning; blank. IVL:s analysmetodik (Hageström, 2010) innebär att vattenproverna filtreras samma dag de kommer till labbet in i HCl-diskade filtrerburkar från Millipore. Proverna konserveras och BrCl 2011-06-23, reviderad 2011-08-29 Sida 10 (85)

tillsätts minst 1 dag innan analys. Vid analystillfället görs invägning av prov till gastvättflaska, mängden beror på hur höga halter man kan förvänta sig men runt 20 ml är vanligt. Reduktion av Hg(ll) till Hg(0) sker genom tillsättning av SnCl 2 och bubbling av prov med Hg-fri N 2 där Hg(0) fångas upp på guldfälla. För att ytterligare förkoncentrera provet och minska interferens överförs Hg via termisk desorption till en andra guldfälla (s.k. dubbel amalgamering). I det slutliga steget desorberas analysfällan termiskt och Hg(0) förs via en ström av argon till fluorescenscellen. Intensiteten på fluorescensen är direkt proportionell mot mängden Hg. För kvalitetssäkring utför IVL dagligen blanktester av SnCl 2 och guldfällorna samt alla andra kemikalier som tillsätts provet. Flaskor som skickas till kund diskas rigoröst och stickprov för blanktester görs kontinuerligt. Resultaten av de två laboratoriers analyser jämförs i Figur 3. 20 16 juni juli Ofiltrerat vatten y = 0,32x R² = 0,73 ALS (ng/l) 12 8 4 0 0 10 20 30 40 IVL (ng/l) 12 10 juni juli Filtrerat vatten ALS (ng/l) 8 6 4 2 0 y = 0,66x R² = 0,95 0 5 10 15 IVL (ng/l) Figur 3. Jämförelse av Hg-analyser utförda av IVL och ALS. Felstaplarna anger respektive laboratoriums rapporterade mätosäkerhet. Vid låga halter har ALS inte rapporterad någon mätosäkerhetoch då har mätvärdet ansats som mätosäkerhet. I det filtrerade vattnet var halterna i vissa fall lägre än ALS rapporteringsgräns och då ansattes rapporteringsgränsen som mätvärde. 2011-06-23, reviderad 2011-08-29 Sida 11 (85)

Det finns en relativt god korrelation mellan resultaten från de två laboratorierna, speciellt vad gäller filtrerat vatten. Halterna som rapporterats från ALS är dock generellt lägre än de halter som rapporterats från IVL. För ofiltrerat vatten är ALS halter cirka en tredjedel av IVL:s halter, och för filtrerat vatten är ALS halter cirka två tredjedelar av IVL:s halter. Det är troligt att det är ALS halter som är för låga snarare än att IVL:s halter är för höga. Att skillnaden mellan laboratorierna är mindre för filtrerat vatten än för ofiltrerat vatten indikerar att ALS verkar ha svårt att uppnå ett fullt utbyte av partikelbunden Hg. Mot bakgrund av detta är det möjligt att nivåerna på Hg-halterna i vattnet som redovisas i denna rapport är något lägre än de verkliga. Däremot torde de uppmätta variationerna över året vara tämligen korrekta. Planktonprovtagning Provtagning av plankton utförs med hjälp av en pump till vilken en vattenslang är kopplad. Under provtagningen förs slangens insugningspunkt upp och ned genom vattenmassans översta 2-4 meter. Uppumpat vattnet tillåts rinna genom två seriekopplade håvar, först en 300 µm håv och sedan en 25 µm håv (Figur 4). Substratet (både växt och djurplankton) som fastnat i respektive håv sköljs (med filtrerat vatten) ned i ett kärl per håv, som sedan skickas till labbet för analys. Vid analys betraktas det som fastnat i den 300 µm håven som zooplankton och det som fastnat i den 25 µm håven som växtplankton. Den faktiska fördelningen har undersökts vid ett av mättillfällena. Figur 4. Planktonhåv. 2011-06-23, reviderad 2011-08-29 Sida 12 (85)

MÄTRESULTAT OCH ENKEL UTVÄRDERING I detta kapitel redovisas de mest centrala observationerna från mätprogrammet avseende vattenkemi, fallande sediment, bottensediment, zoo- och växtplankton, samt fisk. I de flesta fall redovisas även data från tidigare mätperioder. För vissa av de parametrar där ingen långtidstrend kan avläsas sammanfattas data från tidigare mätperioder i diagrammen som medel-, min- och maxvärde för att 2010 års resultat ska framgå tydligare. Vattenkemi: temperatur, ph, syremättnad, redoxpotential, konduktivitet De första åren i kontrollprogrammet gjordes in-situ-mätningar mer frekvent (ca 25 gånger/år). Efterhand glesades mätningarna gradvis ut till ca 4 gånger/år under 2007. Samma årstidsvariationer kan ses med den glesa provtagningen som med den täta provtagningen. Under 2008-2009 gjordes därför endast 1 in-situ-mätning per år i det ordinarie mätprogrammet (på sommaren). Med så gles provtagning går det inte att påvisa årstidsvariationer, men det går att jämföra de uppmätta värdena med värden uppmätta vid samma tidpunkt de föregående åren. Under 2010 gjordes något tätare mätningar igen. Både ytvattentemperaturen och bottenvattentemperaturen i Turingen var under 2010 normala (Figur 5). Mätningarna visar också att det fanns en tydlig temperaturstratifiering i sjön även under sommaren 2010. Vattentemperatur ( o C) 28 24 20 16 D:Y D:2 D:3 D:4 D:5 D:6 D:7 D:8 D:B 12 8 4 0 jan-96 jan-97 jan-98 jan-99 jan-00 jan-01 jan-02 jan-03 jan-04 jan-05 jan-06 jan-07 jan-08 jan-09 jan-10 jan-11 Figur 5. Vattentemperaturen på olika nivåer i Turingens djuphåla (station D) under perioden 1996-2010. Ytvattenprovet och bottenvattenprovet betecknas D:Y respektive D:B. Termoklinens läge är runt D:6. 2011-06-23, reviderad 2011-08-29 Sida 13 (85)

Ytvattnets ph-värden blir förhöjda i samband med algblomning (Figur 6). I månadsskiftet juli/augusti 2010 var ph-värdet i Turingens ytvatten dock ovanligt lågt för årstiden. I slutet av september var ph i Turingens bottenvatten extremt högt (högre än vad som mätts under hela perioden 1996-2009). 9,5 9,0 8,5 8,0 7,5 7,0 1996-2009 2010 6,5 6,0 5,5 T:Y D:Y D:B L:Y L:B U/M:Y T:Y D:Y D:B L:Y L:B U/M:Y 01-jan 01-feb 01-mar 01-apr 01-maj 01-jun 01-jul 01-aug 01-sep 01-okt 01-nov 01-dec 01-jan Figur 6. Till vänster: Medelvärden samt min- och maxvärden av ph under perioden 1996-2009. Till höger: Variationen i ph under 2010. Syreförhållandena i Turingen var under 2010 jämförbara med tidigare år (Figur 7). Ytvattnet var mer eller mindre syremättat under större delen av året medan bottenvattnet var syrefattigare. Under sensommaren var bottenvattnet i både Turingen och Lilla Turingen i stort sett syrefritt. 140 120 1996-2009 2010 D:Y L:Y D:B L:B 100 80 60 40 20 0 D:Y D:B L:Y L:B 01-jan 01-feb 01-mar % 01-apr 01-maj 01-jun 01-jul 01-aug 01-sep 01-okt 01-nov 01-dec 01-jan Figur 7. Till vänster: Medelvärden samt min- och maxvärden av syremättnad under perioden 1996-2009. Till höger: Variationen av syremättnad under 2010. 2011-06-23, reviderad 2011-08-29 Sida 14 (85)

I juli och augusti 2010 var redoxpotentialen negativ i Turingens bottenvatten medan den i princip var positiv i ytvattnet (Figur 8). I Turingens ytvatten avlästes dock ett svagt negativt värde i slutet av augusti. Det är ett osannolikt resultat och kan bero på ett mätfel. I Lilla Turingens ytvatten var redoxpotentialen vid samma tidpunkt tvärtom starkt positiv. Konduktiviteten i Turingens vatten ligger kvar på ungefär samma nivåer som tidigare (Figur 9). Konduktiviteten var i stort sett lika stor i ytvattnet som i bottenvattnet. Vissa år har konduktiviteten vid enstaka tillfällen varit mycket hög i Turingeån (station T:Y), vilket möjligen kan bero på saltning av vägar i området. Sådana höga värden mättes inte upp under 2010. 500 400 1996-2009 2010 300 200 mv 100 0-100 -200-300 -400 D:Y L:Y D:B L:B -500 D:Y D:B L:Y L:B 01-jan 01-feb 01-mar 01-apr 01-maj 01-jun 01-jul 01-aug 01-sep 01-okt 01-nov 01-dec 01-jan Figur 8. Till vänster: Medelvärden samt min- och maxvärden av redoxpotential under perioden 1996-2009. Till höger: Variationen av redoxpotential under 2010. 700 600 500 1996-2009 2010 T:Y D:B L:B D:Y L:Y U/M:Y µs/cm 400 300 200 100 0 T:Y D:Y D:B L:Y L:B U/M:Y 01-jan 01-feb 01-01-apr 01-maj 01-jun 01-jul 01-aug 01-sep 01-okt 01-nov 01-dec 01-jan Figur 9. Till vänster: Medelvärden samt min- och maxvärden av konduktivitet under perioden 1996-2009. Till höger: Variationen av konduktivitet under 2010. 2011-06-23, reviderad 2011-08-29 Sida 15 (85)

Vattenkemi: järn, mangan och aluminium Under 2010 analyserades Mn-, Fe- och Al-halterna i vattenprover från Turingeån, Turingen, Lilla Turingen och Mälaren vid åtta tillfällen. Det är mer frekvent än tidigare år. Mn-halterna (Figur 10) och Fe-halterna (Figur 11) är jämförbara med motsvarande tidpunkter föregående år. I Turingens och Lilla Turingens bottenvatten ökar halterna markant under sommarstagnationen med låga syrehalter. 10000 1996-2009 2010 1000 µg/l 100 10 1 T:Y D:Y D:B L:Y L:B U:Y M:Y T:Y D:Y D:B L:Y L:B U:Y M:Y 01-jan 01-feb 01-mar 01-apr 01-maj 01-jun 01-jul 01-aug 01-sep 01-okt 01-nov 01-dec 01-jan Figur 10. Till vänster: Medelvärden samt min- och maxvärden av mangan under perioden 1996-2009. Till höger: Variationen av manganhalter under 2010. 100000 1996-2009 2010 10000 µg/l 1000 100 T:Y D:Y D:B L:Y L:B U:Y M:Y 10 T:Y D:Y D:B L:Y L:B U:Y M:Y 01-jan 01-feb 01-mar 01-apr 01-maj 01-jun 01-jul 01-aug 01-sep 01-okt 01-nov 01-dec 01-jan Figur 11. Till vänster: Medelvärden samt min- och maxvärden av järn under perioden 1996-2009. Till höger: Variationen av järnhalter under 2010. 2011-06-23, reviderad 2011-08-29 Sida 16 (85)

Aluminiumhalterna (Figur 12) varierar relativt kraftigt. Under 2010 uppmättes dock inga ovanligt höga eller ovanligt låga halter. 10000 1996-2009 2010 µg/l 1000 100 T:Y D:Y D:B L:Y 10 L:B U:Y M:Y T:Y D:Y D:B L:Y L:B U:Y M:Y jan-10 feb-10 mar-10 apr-10 maj-10 jun-10 jul-10 aug-10 sep-10 okt-10 nov-10 dec-10 jan-11 Figur 12. Till vänster: Medelvärden samt min- och maxvärden av aluminium under perioden 1996-2009. Till höger: Variationen av aluminiumhalter under 2010. Vattenkemi: kväve, fosfor och organiskt kol Under 2010 återupptogs analyser av N och P efter ett uppehåll under perioden 2008-2009. Tidsutvecklingen av N-halten (total-n) visas i Figur 13. Resultaten visar att halterna ligger på sammanivåer som tidigare. 4,0 3,5 3,0 2,5 mycket hög T:Y L:B D:B M:Y 2,0 1,5 1,0 hög 0,5 0,0 måttligt låg jan-94 jan-95 jan-96 jan-97 jan-98 jan-99 jan-00 jan-01 jan-02 jan-03 jan-04 jan-05 jan-06 jan-07 jan-10 feb-10 mar-10 apr-10 maj-10 jun-10 jul-10 aug-10 sep-10 okt-10 nov-10 dec-10 Figur 13. Tidsutvecklingen av totalkväve(mg/l) under perioden 1996-2007 (t.v.) och under 2010 (t.h). Kvalitativ skala enligt Naturvårdsverket (1999). Tidsutvecklingen av P-halten (total-p) visas i Figur 14. Under 2010 kan en tydlig årstidsvariation ses där halterna i bottenvattnen ökar under sommaren. Denna årstidsvariation kan också skönjas under tidigare år, om än inte lika tydligt på grund av att provtagningsfrekvensen inte varit lika hög. Ökningen av P-halterna under sommaren i bottenvattnen kan relateras till att de lägre 2011-06-23, reviderad 2011-08-29 Sida 17 (85)

syrehalterna under den perioden orsakar en upplösning av järnoxidpartiklar i sedimenten varpå P som fastlagts i dessa kan frigöras. I Lilla Turingen når P-halterna under sommaren 2010 samma nivåer som under tidigare år. I Turingens bottenvatten däremot kan en tydlig sänkning ses efter utläggningen av det konstgjorda sedimentet 2003. Före utläggningen var P-halten under sommaren runt 1000 µg/l, och efter utläggningen har halterna inte överstigit ca 300 µg/l. Denna minskning beror troligen på en fastläggning av P på Al-hydroxider i det konstgjorda sedimentet. Al-hydroxider påverkas inte av redox-förhållandena på samma sätt som järnoxiderna gör. 10000 T:Y D:B L:B M:Y 1000 extremt hög 100 mycket hög 10 måttlig låg jan-93 jan-94 jan-95 jan-96 jan-97 jan-98 jan-99 jan-00 jan-01 jan-02 jan-03 jan-04 jan-05 jan-06 jan-07 jan-10 feb-10 mar-10 apr-10 maj-10 jun-10 jul-10 aug-10 sep-10 okt-10 nov-10 dec-10 Figur 14 Tidsutvecklingen av totalfosfor(µg/l) under perioden 1996-2007 (t.v.) och under 2010 (t.h). Kvalitativ skala enligt Naturvårdsverket (1999). Figur 15 visar att det i huvudsak råder balans mellan N och P, utom i bottenvattnen under sommarperioderna då ett mycket stort N-underskott bildas på grund av att stora mängder P frigörs från sedimenten. Detta kan gynna N-fixerande alger. 80 70 60 50 40 N>P T:Y D:B L:B M:Y 30 20 N-P-balans 10 0 jan-92 måttligt N<P N<<P N<<<P jan-93 jan-94 jan-95 jan-96 jan-97 jan-98 jan-99 jan-00 jan-01 jan-02 jan-03 jan-04 jan-05 jan-06 jan-07 jan-10 feb-10 mar- apr-10 maj-10 jun-10 jul-10 aug-10 sep-10 okt-10 nov-10 dec-10 Figur 15. Tidsutvecklingen av N/P-kvoten under perioden 1996-2007 (t.v.) och under 2010 (t.h). Kvalitativ skala enligt Naturvårdsverket (1999). 2011-06-23, reviderad 2011-08-29 Sida 18 (85)

Under 2010 var halten av totalt organiskt kol (TOC) i stort sett i nivå med tidigare år, se Figur 16. Vid ett tillfälle (aug/sep) var dock halten i Turingeån mycket hög. mg/l 35 30 25 20 15 1996-2009 mycket hög hög 2010 T:Y D:Y D:B L:Y L:B M:Y 10 måttligt hög 5 låg 0 mycket låg T:Y D:Y D:B L:Y L:B U:Y M:Y 01-nov 01-dec 01-jan 01-feb 01-mar 01-apr 01-maj 01-jun 01-jul 01-aug 01-sep 01-okt 01-nov 01-dec 01-jan Figur 16. Till vänster: Medelvärden samt min- och maxvärden av TOC under perioden 1996-2009. Till höger: Variationen av TOC-halter under 2010. Under 2010 mättes inte TOC i station M:Y. Kvalitativ skala enligt Naturvårdsverket (1999). Vattenkemi: ljusförhållanden (färg, siktdjup och grumlighet 1 ) Ljusförhållanden kan vara avgörande för många organismer. De senaste åren har färgen endast bestämts på ofiltrerat vatten, vilket även ger ett indirekt mått på partikelmängden i vattnet 2. Under 2010 mättes dock inte färgen utan istället mättes absorbansen vid 254 nm och detta gjordes på filtrerat vatten. Absorbansen har räknats om till färg enligt den kalibrering som gjordes 2002. Figur 17 visar att färgen i samtliga stationer i huvudsak är svag till måttlig. Under sommaren kan den dock öka och främst i bottenvattnen bli betydlig. De största bidragen till färg i filtrerat naturligt vatten kommer från löst mangan och järn samt humusämnen. Siktdjupet (se Figur 18) var i början av 2010 mycket litet. Senare ökade det till litet. Till skillnad mot 2009 var siktdjupet generellt något mindre i Turingen och Lilla Turingen än i Mälaren. Turingen och Lilla Turingens vatten uppvisar oftast en stark grumlighet (Figur 19). Tillförseln av grumligt vatten från Turingeån verkar vara en av flera faktorer. Bottenvattnen är emellertid betydligt grumligare än ytvattnen, vilket hör samman med syrebrist, i synnerhet under sommarstagnationen. Den högsta grumligheten i Turingens bottenvatten var emellertid betydligt lägre under 2010 än under perioden 2006-2009, då turbiditeten var upp till 40 NTU eller högre. 1 Betraktelserna av färg, siktdjup och grumlighet utgår från Naturvårdsverkets bedömningsgrunder för sjöar och vattendrag (Naturvårdsverket, 1999). 2 Mätvärdena fr.o.m. 1999 t.o.m. juni 2001 är baserade på absorbans mätt vid 750 nm och har korrigerats för byte av analysmetod enligt kalibrering redovisat i tidigare rapport från miljökontrollen (Petsonk 2002). 2011-06-23, reviderad 2011-08-29 Sida 19 (85)

180 160 1996-2009 2010 T:Y D:Y 140 120 starkt D:B L:Y L:B mg Pt/l 100 80 betydligt M:Y 60 40 måttligt 20 svagt 0 Obetydl. T:Y D:Y D:B L:Y L:B U:Y M:Y 01-nov 01-dec 01-jan 01-feb 01-mar 01-apr 01-maj 01-jun 01-jul 01-aug 01-sep 01-okt 01-nov 01-dec 01-jan Figur 17. Till vänster: Medelvärden samt min- och maxvärden av färg under perioden 1999-2005. Till höger: Variationen av färg under 2010. Observera att provtagningen varit mycket gles under perioden 1999-2005 (totalt 4-15 värden). Under 2010 mättes inte station U:Y. Kvalitativ skala enligt Naturvårdsverket (1999). 0,0 Siktdjup (m) 0,5 1996-2009 mycket litet 2010 1,0 1,5 2,0 litet 2,5 3,0 3,5 4,0 måttligt 4,5 5,0 5,5 stort D:Y L:Y M:Y D:Y L:Y M:Y 01-jan 01-feb 01-mar 01-apr 01-maj 01-jun 01-jul 01-aug 01-sep 01-okt 01-nov 01-dec 01-jan Figur 18. Till vänster: Medelvärden samt min- och maxvärden av siktdjup under perioden 1996-2009. Till höger: Variationen av siktdjup under 2010. Observera att det inte har varit möjligt att mäta siktdjupet när sjöarna varit isbelagda. Kvalitativ skala enligt Naturvårdsverket (1999). 2011-06-23, reviderad 2011-08-29 Sida 20 (85)

max T:Y=133;D:B=200 NTU Grumlighet i yt- och bottenvatten (NTU) 60 50 1996-2009 2010 T:Y D:B L:B D:Y L:Y U/M:Y 40 starkt 30 20 10 0 T:Y D:Y D:B L:Y L:B U/M:Y 01-nov betydligt 01-dec 01-jan 01-feb 01-mar Figur 19. Till vänster: Medelvärden samt min- och maxvärden av grumlighet under perioden 1996-2009. Till höger: Variationen i grumlighet under 2010. Kvalitativ skala enligt Naturvårdsverket (1999). 01-apr 01-maj 01-jun 01-jul 01-aug 01-sep 01-okt 01-nov 01-dec 01-jan Det har tidigare konstaterats (Petsonk, 2007) att grumligheten verkar vara korrelerad med färgen men inte med TOC-halten, vilket indikerar att grumligheten orsakas mer av oorganiskt än av organiskt material. 2011-06-23, reviderad 2011-08-29 Sida 21 (85)

Vattenkemi: kvicksilver Totalkvicksilver Totalkvicksilverhalterna i vatten i de flesta punkter i Turingeåsystemet ligger på en relativt låg nivå sedan Åtgärdsskede 2 avslutades, och underskrider oftast den av Naturvårdsverket (1999) angivna bakgrundshalten för åar och sjöar i södra Sverige, ca 4 ng/l (Figur 20). Hg-halterna i bottenvatten i Turingens och Lilla Turingens djuphålor (D:B resp. L:B) kan dock under skiktade förhållanden stiga till 3-4 gånger bakgrundshalten. Före 2004 var halterna av totalkvicksilver i Turingeån precis uppströms sjön (T:Y) oftast förhöjda. Förhöjningarna orsakades troligen av erosion av kvarvarande förorenat sediment på flera platser i ån uppströms sjön. Hg-halterna i denna punkt sjönk markant i slutet av 2003 och förblev låga under de nästkommande åren. Detta kunde tolkas som att merparten av det lättrörliga kvicksilvret i ån hade eroderats bort, eller att vallen som byggdes våren 2004 mellan nuvarande Turingeån och området kring en tidigare åsträcka vid Långdal hade hindrat utsläpp från det området. Effekten har dock inte varit helt bestående, eftersom Hg-halterna i T:Y ökade igen något under andra hälften av 2006 och ännu mer under andra hälften av 2007. För att försöka klarlägga källan till dessa Hg-halter har provtagning från och med 2008-07-31 skett vid station TV (uppströms T). Halterna vid station TV var i juli ännu högre under 2008 än i juli 2007. I juli 2009 sjönk halterna igen och under 2010 var halterna i inkommande vatten från Turingeån i nivå med halterna under 2007. Kvicksilverhalterna uttryckta per enhet partikelvikt (där partikelkoncentrationen uppskattas från grumligheten) är av betydelse för både sediment och biota. Föroreningsgraden hos partiklarna minskade betydligt efter åtgärderna (Figur 21) och förblir relativt låg i bottenvatten. Däremot finns förhöjda värden i ytvatten, både i inkommande vatten (T:Y), i sjöarna (D:Y och L:Y) och nedströms (M:Y). Detta kan indikera att sjön alltjämt tillförs lätta förorenade partiklar som förblir svävande (suspenderade) och inte sedimenterar i sjön. Figur 22 och Figur 23 belyser den tidsmässiga och rumsliga spridningen av de uppmätta halterna av totalkvicksilver i yt- respektive bottenvatten 3. I både ytvatten och bottenvatten märks dels en tydlig rumslig gradient i totalhalterna från Turingeån genom sjösystemet till Mälaren, dels en nedåtgående trend från år till år. Sett över hela tidsperioden 1995-2010 visar kvicksilverhalterna i Turingens ytvatten och bottenvatten en avklingande kurva, dvs. en första ordningens avtagande med tid. Det finns naturligtvis en variation kring denna kurva, men allt som allt fortsätter detta tyda på en lyckad efterbehandling av sjön i detta avseende. Halterna i Turingens djuphåla (D:B) är dock fortfarande förhöjda under sommarstagnationen. Att kvicksilverhalterna i Turingeåns vatten tidvis fortfarande uppvisar förhöjda halter är ett tecken på att tillförseln av kvicksilver till sjön inte har upphört. I tidigare studier (Petsonk, 2004; Petsonk och Land, 2009; Petsonk och Land, 2010) kunde det konstateras att den största ökningen av kvicksilverhalten i åvattnet sker mellan stationerna 2,2 och 3,52. Haltökningen verkar ha varit som störst under sommarperioderna (se Figur 24). I området ligger dels några tidigare konstaterade ansamlingar av kvicksilver vid Nyhammar och i Kvarndammen, dels utsläpp från flera dagvattenutsläpp. Det är möjligt att en eller flera av dessa potentiella källor bidrar till haltökningen. Vid mätningen i december 2010 sker dock en ytterligare haltökning i första hand mellan stationerna 3,52 och 3,56. Längre nedströms avtar hg-halten vilket indikerar att ökningen kan ha berott på tillfällig erosion av grövre sediment. 3 Ingen hänsyn har tagits till skillnader i vattenflöden, att antalet analysvärden varierar från år till år, eller att proverna har tagits vid olika tidpunkter under respektive år. 2011-06-23, reviderad 2011-08-29 Sida 22 (85)

80 60 40 T/TV:Y D:B D:Y L:Y L:B U:Y M:Y Bakgrundshalt (4 ng/l) enligt Naturvårdsverket (1999). 20 0 jan-99 jan-00 jan-01 jan-02 jan-03 jan-04 jan-05 jan-06 jan-07 jan-08 jan-09 jan-10 feb-10 mar-10 apr-10 maj-10 jun-10 jul-10 aug-10 sep-10 okt-10 nov-10 dec-10 Figur 20. Tidsutvecklingen av totalkvicksilverhalter (ng/l) under perioden 1999-2009 (t.v.) och under 2010 (t.h). Från och med 2007-07-31 är provtagning utförd vid station TV istället för station T. ng/l/fnu 5 4,5 4 3,5 3 2,5 2 1,5 1 0,5 0 jan-99 jan-00 jan-01 jan-02 jan-03 jan-04 jan-05 jan-06 jan-07 jan-08 jan-09 Figur 21. Vattnets halter av totalkvicksilver relaterad till partikelkoncentration under perioden 1995-2009 (t.v.) och under 2010 (t.h.). Partikelkoncentration baserad på fältmätning av turbiditet. jan-10 feb-10 mar- apr-10 T/TV:Y D:B L:B maj-10 jun-10 jul-10 aug-10 D:Y L:Y U/M:Y sep-10 okt-10 nov-10 dec-10 jan-11 2011-06-23, reviderad 2011-08-29 Sida 23 (85)

50 82,3 129 Kvicksilver i ytvatten (ng/l) Åtgärdsskede A B C D A B C D A B C D A B C D 40 30 20 Bakgrundshalt (4 ng/l) enligt Naturvårdsverket (1999) Total Hg max median min 10 0 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010-10 T/TV:Y D:Y L:Y U/M:Y Station Figur 22. Fördelningen av totalkvicksilverhalter i ytvatten 1995-2010, uppdelat årsvis. Åtgärdsskede A=omledning av Turingeån, B=övertäckning i mynningsområdet, C=övertäckning med konstgjort sediment. D=vall utmed Turingeån norr om E20. 150 Åtgärdsskede A B C D Kvicksilver i bottenvatten (ng/l) A B C D A B C D A B C D 120 90 60 Bakgrundshalt (4 ng/l) enligt Naturvårdsverket (1999) Total Hg max median min 30 0-30 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 T/TV:Y D:B L:B U/M:Y Station Figur 23. Fördelningen av totalkvicksilverhalter i bottenvatten 1995-2010, uppdelat årsvis. Åtgärdsskede A=omledning av Turingeån, B=övertäckning i mynningsområdet, C=övertäckning med konstgjort sediment. D=vall utmed Turingeån norr om E20. 2011-06-23, reviderad 2011-08-29 Sida 24 (85)

50 40 30 Hg (ng/l) Station 2,2 Station 3,5 Station 3,6 Station TV 20 10 0 jan-08 mar-08 maj-08 jul-08 sep-08 nov-08 jan-09 mar-09 maj-09 jul-09 sep-09 nov-09 jan-10 mar-10 maj-10 jul-10 sep-10 nov-10 jan-11 Figur 24. Halten av totalkvicksilver i Turingeån 2008-2010. Metylkvicksilver Halterna av metylkvicksilver i sjövatten är av betydelse för överföringen av kvicksilver till fisk och andra biota. Metylering av kvicksilver gynnas av syrefria förhållanden. Metylering i en sjö sker därför främst under sommartid, bakteriellt i sediment eller i den anoxiska delen av vattenmassan, dvs. under termoklinen. Metylkvicksilver kan även tillföras med tillrinnande vatten (t.ex. från Turingeån eller grundvattenutströmning) eller genom diffusion från förorenade sediment i littoralen. En mer utförlig genomgång av metyleringsprocesser redovisas av Regnell (2011). De högsta halterna av metylkvicksilver finns i Turingens bottenvatten och de lägsta i Mälaren. Halten MeHg har vanligtvis varit under 0,2 ng/l i sjöarnas ytvatten, medan Turingeån har haft betydligt högre halter och MeHg-halterna i sjöarnas bottenvatten har varit flerfaldigt högre. Analyser av metylkvicksilver i bottenvatten gjordes under 2004-2007 endast i juli (Figur 25). Under 2008 och 2009 analyserades MeHg förutom i juli vid ytterligare två tillfällen, och under 2010 analyserades Me-Hg vid totalt åtta tillfällen. I Turingeån steg julihalten av MeHg kontinuerligt under perioden 2004-2008. Den trenden bröts dock 2009 och under 2010 sjönk halten i juli ytterligare. I Turingens bottenvatten finns inget uppenbart mönster för julihalten av MeHg under 2004-2010. I Lilla Turingens bottenvatten har halten av MeHg varit relativt konstant under periden 2007-2010. 2011-06-23, reviderad 2011-08-29 Sida 25 (85)

10 A B C D 15,9 Metylkvicksilver i bottenvatten (ng/l) A B C D A B C D A B C D 7,5 Total MeHg max 5 median min 2,5 0 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 T/TV D L U/M -2,5 Figur 25. Fördelningen av metylkvicksilverhalter i bottenvatten 1995-2010, uppdelat årsvis. Åtgärdsskede A=omledning av Turingeån, B=övertäckning i mynningsområdet, C=övertäckning med konstgjort sediment. D=vall utmed Turingeån norr om E20. Andelen metylkvicksilver i vattnet ökade markant under 2003-2004. Det finns en svag tendens att denna kvot sedan dess sjunker något, se Figur 26. Detta är troligen ett resultat av att stora mängder kvicksilver lagrades in i sedimenten i och med de åtgärder som skett i sjön. Det skulle kunna betyda att det kvicksilver som fortfarande befanns i omlopp och alltså inte kapslades in var till största del metylkvicksilver, men det finns inget belägg för detta. Att andelen metylkvicksilver i sjövatten minskar vid vissa tider kan bero på en ökad demetylering, men kan även vara ett tecken på att kvicksilver tillförs vattenmassan, antingen via tillrinning eller genom läckage från sediment. Det verkar även finnas ett visst samband mellan andelen metylkvicksilver i Turingeån och i sjöarna (Figur 26). Detta kan tyda på att en stor del av MeHg i sjöarna kan komma från ån. Metyleringsprocesser i sjöarna och externa MeHg-källor behandlas mer ingående av Regnell (2011). 2011-06-23, reviderad 2011-08-29 Sida 26 (85)

100% 90% 80% 70% 60% 50% 1996-2009 2010 T:Y D:B L:B U:Y M:Y 40% 30% 20% 10% 0% T:Y D:B L:B U:Y M:Y 01-jan 01-feb 01-mar 01-apr 01-maj 01-jun 01-jul 01-aug 01-sep 01-okt 01-nov 01-dec Figur 26. Till vänster: Medelvärden samt min- och maxvärden av metylerad kvicksilver uttryckt som andel av totalkvicksilver i ofiltrerade vattenprov under perioden 1996-2009. Till höger:andelen metylerad kvicksilver under 2010. Det ska noteras att provtagningsfrekvensen under perioden 1996-2009 varit starkt varierande och i regel lägre än under 2010. 2011-06-23, reviderad 2011-08-29 Sida 27 (85)

Sediment: fallande sediment Sedimentationen har en säsongsbetonad variation i tiden (Figur 27). Den är normalt låg på vintern när sjöarna är isbelagda och högre på sommaren och hösten. Detta visar dels betydelsen av den naturliga uppvirvlingen av sediment genom vindinducerad ström- och vågpåverkan, dels effekten av produktionen av biologiskt material i sjöarna. Efter att under 2004 ha uppvisat de lägsta värdena sedan mätningarna påbörjades har sedimentationen i station SN och C därefter ökat något, men är fortfarande på en betydligt lägre nivå än under efterbehandlingsåtgärderna. I Turingen och Lilla Turingen har den organiska andelen av fallande sediment (mätt som glödgningsförlust) tidigare haft en annorlunda säsongsmässig variation än i Mälaren (Figur 28). Glödgningsförlusten är också något högre i Lilla Turingen och i Sundsörsviken i Mälaren än i Turingen och längre ut i Mälaren, vilket visar att fallande sediment i Turingen åtminstone delvis har en annan sammansättning (t.ex. med inslag av fina mineralpartiklar) än sedimenten i de andra stationerna. Det märks inte i Figur 28 om glödgningsförlusten i Turingen mer än tillfälligtvis (2002-2003) har påverkats av efterbehandlingsarbetena. Eftersom aluminiumhalterna i fallande sediment (Figur 29) ligger relativt konstant på ca 40 000 mg/kg TS (30 000 mg/kg TS i Mälaren) 4 kan dock dessa användas för att undersöka variationerna i glödgningsförlusten (Figur 30). Figuren visar att andelen organiska partiklar ökade i Turingens ytvatten sommartid under perioden 2004-2007, vilket förmodligen berodde på ökade biologisk produktion. Samma mönster märktes i Lilla Turingen, vilket betyder att detta troligen hade naturliga orsaker och inte var en effekt av efterbehandlingsarbetena. Under 2008 och 2009 sjönk andelen organiska partiklar igen. Halterna av ph-4 aluminium (aluminium som är lakbar vid ph 4) i fallande sediment i Turingen ökade kraftigt hösten 2002 och fortsatte att öka under hela 2003 till följd av utläggningen av konstgjort sediment (Figur 31). Under 2004 sjönk värdena för att sedan öka fram till 2006. Därefter har halterna återigen sjunkit i alla stationer, men de är fortfarande förhöjda med en faktor 3 till 4 jämfört med bakgrundshalterna. I södra Turingen (SN) inträffade en tillfällig ökning 2007. Resultaten kan indikera att konstgjort sediment frigörs/resuspenderar från läggningsområdet och sprids till Lilla Turingen och även till Mälaren, men att processen är långsamt under avtagande. Då halterna av både ph4-aluminium och övrigt aluminium varierar under året syns trenden i ökad ph4-aluminium extra tydligt uttryckt som en fraktion av totala halten aluminium i det sedimenterande materialet (Figur 32). De senaste tre åren tycks kvoten ligga relativt stabilt under 5 % (Figur 33). Halterna ph4-al i fallande sediment speglar alltså mycket väl det material som tillfördes i och med appliceringen av konstgjort sediment. Halterna tycks sakta sjunka ner mot de nivåer som rådde innan det konstgjorda sedimentet spreds i sjön. Den ökning som observerades 2007 verkar ha varit tillfälligt. Det finns med andra ord inget i dessa data som tyder på att det artificiella sedimentet återomsätts i vattenmassan i någon större utsträckning. Järn- och manganhalterna i fallande sediment i Turingen analyserades inte under 2006-2007 och större delen av 2008-2009. De analyser som gjordes då och under 2010 visar dock att halterna under de senaste åren var jämförbara med halterna under 2005 och tidigare (figurer visas ej). Efter kraftiga minskningar till följd av efterbehandlingsarbetena ökade kvicksilverhalterna i fallande sediment i Turingen (station SN och C) under 2004-2005 och ligger nu relativt konstant på ett snittvärde strax under 1 mg/kg TS (Figur 34). Halterna visade en avtagande trend från 2007 till mitten av 2009. Under senare hälften av 2009 steg halterna igen. I Lilla Turingen har halterna varit något lägre men i övrigt visat ungefär samma mönster de senaste åren. Ökningen i 4 De tillfälligt avvikande Al-halterna återspeglar tillförseln av konstgjort sediment: hösten 2002 vid utloppet från Turingen till Lilla Turingen och hösten 2003 i hela Turingen. 2011-06-23, reviderad 2011-08-29 Sida 28 (85)

slutet av 2009 var dock störst i Lilla Turingen. Av resultaten från 2010 att döma verkar det dock som att ökningen under 2009, om den var verklig, var av tillfällig karaktär. I Mälaren är halterna i fallande sediment mycket lägre än i Turingesjöarna. Den beräknade kvicksilverbelastningen från fallande sediment normaliserat för mängd organiskt material och sedimentationshastighet visar att sediment med organiskt bunden kvicksilver åter resuspenderas i Turingen, främst under höstperioder (Figur 35). Figur 27. Flöde av fallande sediment i Turingeåsystemet under perioden 1994-2010. Figur 28. Glödgningsförlust (andel organiskt material) hos fallande sediment under perioden 1994-2010. 2011-06-23, reviderad 2011-08-29 Sida 29 (85)

Figur 29. Aluminium i fallande sediment under perioden 1994-2010. Figur 30. Andel organiskt material relativt aluminiumhalt i fallande sediment under perioden 1994-2010. 2011-06-23, reviderad 2011-08-29 Sida 30 (85)

Figur 31. Aluminium lakbar vid ph-4 i fallande sediment under perioden 1994-2010. Figur 32. Andel av total aluminium som är lakbar vid ph-4 i fallande sediment under perioden 1994-2010. 2011-06-23, reviderad 2011-08-29 Sida 31 (85)

80% Andel ph4-al i alla stationer SN:Y C:Y L:Y M:Y Ä:Y SN:B C:B L:B M:B Ä:B 60% 40% 20% 0% 2001-01 2002-01 2003-01 2004-01 2005-01 2006-01 2007-01 2008-01 2009-01 2010-01 2011-01 Figur 33. Andel av total aluminium som är lakbar vid ph-4 i fallande sediment under perioden 2001-2010. Figur 34. Kvicksilver i fallande sediment under perioden 1994-2010. 2011-06-23, reviderad 2011-08-29 Sida 32 (85)

Figur 35. Kvicksilverbelastning från fallande sediment normaliserad för mängd organiskt material och sedimentationshastighet under perioden 1994-2010. Sediment: bottensediment Under 2010 togs prover på bottensediment i 10 punkter. Punkternas lägen framgår av Figur 36. I varje punkt gjordes provuttag på 5 nivåer i sedimenten. Analyser utfördes med avseende på GF, Al, Hg, och ph4-al. På ytsedimenten analyserades även Fe, Mn, P, S, Ti, TOC, och total-n. Med undantag för stationerna SV och O, som ligger på grundare vattendjup, är aluminium-halterna något högre i Turingen och Lilla Turingen än i Yngern och Mälaren (Figur 37). Det finns ingen uppenbar korrelation mellan Al-halt och djup i sedimenten i någon av sjöarna. Figur 36. Provpunkter för sedimentkärnor. 2011-06-23, reviderad 2011-08-29 Sida 33 (85)

55000 Al-halt (mg/kg TS) 0-1 cm 1-3 cm 3-5 cm 5-10 cm 10-20 cm 50000 45000 40000 35000 30000 25000 20000 YH SV SN C O N L M MS Ä Yngern Turingen Lilla Turingen Mälaren Figur 37. Aluminiumhalter i bottensediment. ph4-al är den fraktion av Al som är löslig vid ph 4, och har i tidigare redovisningar antagits utgöra ett mått på förekomsten av det konstgjorda sedimentet som lades ut 2003. Efter utläggningen har halten av ph4-al varierat, och årets halter är betydligt lägre än under åren närmast efter utläggningen (Figur 38). Detta var väntat och kan bero på till exempel omblandning med det befintliga naturliga sedimentet (bioturbation, gasbubblor, vågpåverkan mm) och överlagring/utspädning med nytt naturligt sediment. Studier har visat att det konstgjorda sedimentet åldras på så sätt att aluminiumhydroxiden blir mer svårlöslig och inte detekteras på samma sätt som tidigare (WSP, 2008). Sjunkande halter av ph4-al behöver därför inte enbart bero på att det konstgjorda sedimentet försvinner eller späds ut. Ett annat mått på förekomsten av konstgjort sediment kan fås genom att normalisera Al-halten mot ett konservativt element som exempelvis titan. I Figur 39 visas Al/Ti-kvoten i de ytliga (0-1 cm) sedimenten. Som jämförelse visas också den genomsnittliga Al/Ti-kvoten i den övre jordskorpan. Det framgår att Al/Ti-kvoten i sedimenten i Yngern och Mälaren ligger nära jordskorpans sammansättning (19,2). Detta gäller även sedimenten vid punkten SV i Turingen. I resten av Turingen och i Lilla Turingen är kvoten tydligt högre, runt 25-26. Detta kan tolkas som att en betydande mängd konstgjort sediment finns kvar i Turingen men att mycket även har transporterats till Lilla Turingen. En viktig fråga är varför Al/Ti-kvoten vid punkt SV avviker från resten av Turingen. En möjlig förklaring är att bäcken som mynnar i närheten för med sig partiklar som sedimenterar i området. Titan förekommer främst i mineral med relativt hög densitet (exempelvis ilmenit, rutil och anatas). Sådana mineral sedimenterar fortare än de lättare aluminiumsilikaten och kan på så sätt sänka Al/Ti-kvoten i närheten av mynningsområdet. Detta motsägs dock av att Al/Ti-kvoten liknar den i resten av Turingen vid punkt O där det också mynnar en bäck. En annan möjlig förklaring till avvikelsen vid punkt SV är att det konstgjorda sedimentet har eroderats och transporterats bort i större utsträckning vid den punkten än i övriga Turingen. Den 2011-06-23, reviderad 2011-08-29 Sida 34 (85)

förklaringen stöds av att SV är den enda punkten där Al/Ti-kvoten systematiskt har sjunkit mellan 2007 och 2010 (den tidsperiod Ti-mätningar utförts). Den högre erosionen och transporten vid SV skulle bland annat kunna förklaras av att det kan förekomma bottenströmmar orsakade av bäcken eller utströmmande grundvatten, och att botten där påverkas mer av vågrörelser (vattendjupet är mindre vid SV än vid övriga punkter förutom vid punkt O). Med undantag för station O uppvisar glödgningsförlusten (GF-halten) en stadig ökning genom Turingen till Lilla Turingen och därefter en minskning ut i Mälaren (Figur 40). Det finns flera tänkbara förklaringar. Den mest troliga är att Turingeån tillför fina mineralpartiklar, varav en större andel sedimenterar närmare åmynningen än längre bort. Samma tendens har noterats i fallande sediment (Figur 40). I Yngern och Mälaren sjunker GF-halten med ökat djup i sedimenten. Det är normalt och beror ofta på att en del av det organiska materialet bryts ned med tiden. I Turingen och Lilla Turingen finns ingen tydlig trend med djupet. I några av stationerna i Turingen är dock GF-halten högre längre ner i sedimenten än i ytligare lager. En sannolik förklaring till den något ovanliga fördelningen av GF-halter är att de ytligare sedimenten i Turingen och Lilla Turingen har en större inblandning av det oorganiska konstgjorda sedimentet. Figur 38. Tidsutvecklingen av ph4-al i bottensediment i Turingen. Observera att y-skalan är logaritmisk. 2011-06-23, reviderad 2011-08-29 Sida 35 (85)

30 25 Medelsammansättning i ytlig jordskorpa = 19,2 Al/Ti-kvoten 20 15 10 5 0 Yngern SV Turingen Övriga Turingen Lilla Turingen Mälaren Figur 39. Medelvärdensamt min- och maxvärden av Al/Ti-kvoten i ytligt bottensediment (0-1 cm) vid provtagningar 2007, 2008 och 2010 (ingen provtagning gjordes 2009). Provet från Yngern 2007 är exkluderat eftersom det bedömdes vara av en helt annan karaktär än övriga prover (sandigt) och troligen var anrikat på tungmineral. Glödgningsförlust (% av TS) 25 20 0-1 cm 1-3 cm 3-5 cm 5-10 cm 10-20 cm 15 10 5 0 YH SV SN C O N L M MS Ä Yngern Turingen Lilla Turingen Mälaren Figur 40. GF-halter (mått på förekomsten av organiskt kol) i bottensedimenten. 2011-06-23, reviderad 2011-08-29 Sida 36 (85)

Halterna av Hg i sediment är högre i Turingen och Lilla Turingen än i referensstationerna i Yngern och Mälaren (Figur 41). I Mälaren avtar halterna med avståndet från utloppet från Lilla Turingen, vilket indikerar att Hg har spridits från Turingen åtminstone ut till punkten MS i Sundsörsviken. Halterna i de ytligare proverna (0-5 cm) är lägre än i de djupare proverna (5-20 cm). De är även relativt konstanta. Det kan tyda på att belastningen från Turingen efter övertäckningen har minskat men inte helt upphört. I Yngern och längst ut i Mälaren (station Ä) finns inget tydligt samband mellan Hg-halt och djup i sedimenten. I Turingen och lilla Turingen ökar Hg-halten tydligt mot djupet. I samtliga stationer utom i station O är halterna i ytsedimenten lägre än den minsta uppmätta halten före utläggningen av det konstgjorda sedimentet (2002). Station O avviker även genom att halten i det djupaste skiktet är lägre än i ovanliggande skikt. En möjlig förklaring till det avvikande mönstret i station O är att sedimentackumulationen är långsammare där på grund av lokal strömningsförhållanden. En långsammare sedimentackumulation skulle kunna leda dels till att ytsedimenten inte har spätts ut av renare/konstgjort sediment i samma utsträckning som i övriga sjön (högre Hg-halter i ytsedimenten), och dels till att sedimentkärnan når ner till ett material med ett betydande inslag av ett äldre och oförorenat sediment (lägre Hg-halt i det djupaste skiktet). När det konstgjorda sedimentet lades ut 2003 sjönk Hg-halten i det ytliga sedimentet betydligt jämfört med 2002 (Figur 42). Det berodde på att det då fanns ett relativt distinkt ytskikt av det konstgjorda sedimentet. Efter detta har Hg-halterna sakta ökat igen. Ökningen kan bero på en omblandning med underliggande sediment och/eller tillförsel av nytt Hg från Turingeån. Hg- Halten i de ytliga sedimenten i Turingen var 2010 på samma nivå som i fallande sediment (Figur 34). Det tyder på att halten i bottensedimenten kommer att ligga kvar på denna nivå om inte halterna i fallande sediment ändras. Hg-halt (mg/kg TS) 7 6 5 0-1 cm 1-3 cm 3-5 cm 5-10 cm 10-20 cm 4 3 0-1 cm max före åtgärd 2 1 0-1 cm min före åtgärd 0 YH SV SN C O N L M MS Ä Yngern Turingen Lilla Turingen Figur 41. Halter av Hg i bottensedimenten. Mälaren 2011-06-23, reviderad 2011-08-29 Sida 37 (85)

4,0 3,5 Hg 0-1 Hg 1-3 3,0 2,5 2,0 1,5 1,0 0,5 0,0 2002-05 2003-10 2004-01 2004-03 2005-02 2006-03 2007-08 2008.08 2010-11 2002-05 2003-10 2004-01 2004-03 2005-02 2006-03 2007-08 2008.08 2010-11 2002-05 2003-10 2004-01 2004-03 2005-02 2006-03 2007-08 2008.08 2010-11 2002-05 2003-10 2004-01 2004-03 2005-02 2006-03 2007-08 2008.08 2010-11 2002-05 2003-10 2004-01 2004-03 2005-02 2006-03 2007-08 2008.08 2010-11 SV SN O C N Figur 42. Tidsutvecklingen av Hg-halten i ytligt sediment i Turingen. 2011-06-23, reviderad 2011-08-29 Sida 38 (85)

Biota: zoo- och växtplankton Kvicksilverhalter i plankton har analyserats dels som indikator på biotillgängligheten av kvicksilver, dels för att studera deras roll i överföring av kvicksilver till fisk. Analyserna har utförts på samlingsprov utan hänsyn till artskillnader. Däremot har ambitionen varit att skilja på växtplankton (25-300µm) och zooplankton (>300 µm). Halterna av totalkvicksilver i zooplankton visar tydliga rumsliga och temporala mönster (Figur 43) 5. Dels finns en gradient med högre värden i Turingen och lägre värden i Lilla Turingen och Mälaren, dels en säsongsmässig variation med högre halter på sensommar/höst. Det finns ingen signifikant skillnad i Hg-halten mellan perioden under åtgärderna (1999-2003) och perioden efter åtgärderna (2004-2010). Däremot är det inte osannolikt att det faktiskt finns en sjunkande trend i Hg-halten under perioden efter åtgärderna (a=0,80). Det har tidigare påvisats dels att metylkvicksilver utgör ca 80 % av allt kvicksilver i zooplankton, och dels att MeHg-halterna har en tydlig korrelation med Hg-halterna. Samtidigt har inget starkt samband kunnat påvisas mellan kvicksilverhalten i zooplankton och kvicksilver eller metylkvicksilver i vattenmassan vid samma tidpunkt. Den troligtvis främsta orsaken till detta är att upptaget av metylkvicksilver från vatten är begränsat. Den största exponeringskällan för zooplankton är via födan, vilket utgörs av lösa partiklar och framförallt växtplankton. Data för 2010 visar en god korrelation mellan Hg i zooplankton och Hg i växtplankton, framförallt i Turingen (Figur 44). En annan anledning till den dåliga överrensstämmelsen mellan Hg- och MeHg-halter i vatten och i djurplankton är upplösningen över tid. Kvicksilverhalten i zooplankton ökar vanligtvis under sommaren och hösten (i Turingens fall en dubblering) för att sedan sjunka tillbaka under höstens senare del, vinter och vår. Detta återspeglar djurens metabolism. När temperaturen i vattnet ökar medför detta en höjd ämnesomsättning och därmed en högre grad av inlagring av kvicksilver. Detta gör att även årsmedel- eller medianvärden för kvicksilverhalten i zooplankton saknar korrelation med halten kvicksilver i vattnet. Resultaten visar att det är svårt att använda zooplankton som indikatororganismer. För att kunna göra detta skulle det krävas en betydligt högre provtagningsfrekvens. Biomassan som består av växtplankton är betydligt större än biomassan som består av zooplankton. Det innebär att även om Hg-halterna är högre i zooplankton så är den totala Hgmängden större i växtplankton än i zooplankton. Den totala biomassan som består av plankton har beräknats översiktligt för Turingen, Lilla Turingen och i Sundsörsviken (Mälaren), se Tabell 3. Biomassan varierar över året med en topp på sommaren. Mängden kvicksilver som var bunden till plankton i Turingen uppgick i juli 2010 till 0,54 g, vilket kan jämföras med 3,1 g i filtrerat vatten. Det ska dock noteras att mängden Hg i plankton periodvis kan uppgå till nästan samma mängd som MeHg i vattenet (exempelvis motsvarade mängden Hg i plankton i juli 2010 drygt 100 % av mängden MeHg i vattnet både i Turingen och Lilla Turingen). Det visar att en stor del av det kvicksilver som metyleras faktiskt omsätts i organismerna. Mer detaljerade beräkningar av mängder och flöden redovisas av Regnell (2011). 5 Zooplankton har inte analyserats m.a.p. metylkvicksilver under 2006-2008 och 2010 eftersom MeHg-halterna under tidigare år har haft en tydlig korrelation med Hg-halterna. 2011-06-23, reviderad 2011-08-29 Sida 39 (85)

Tabell 3. Översiktlig beräkning av mängd kvicksilver i plankton och vatten. Station Datum Sjövolym 3 Vatten Vatten Plankton Plankton massa Hg 2 MeHg 2 TS Hg-tot Bio- provtagning Hg Plankton Hg vatten Mm 3 µg/l ng/l g/m 3 mg/kg TS ton g g g MeHg vatten SM/ D 1 100520 5,3 0,0014 0,070 0,27 0,09 1,4 0,13 7,7 0,37 L 100520 0,9 0,0013 0,050 0,15 0,10 0,1 0,01 1,2 0,05 M 100520 20 0,0004 0,030 0,34 0,04 6,8 0,26 8,0 0,60 SM/ D 1 100705 5,3 0,0006 0,089 0,80 0,13 4,2 0,54 3,1 0,47 L 100705 0,9 0,0008 0,066 0,91 0,07 0,8 0,06 0,7 0,06 M 100705 20 0,0005 0,030 0,83 0,02 16,5 0,34 10,0 0,60 SM/ D 1 100825 5,3 0,0027 1,54 0,23 0,19 1,2 0,22 14,2 8,2 L 100825 0,9 0,0021 0,66 0,45 0,11 0,4 0,05 1,9 0,60 M 100826 20 0,0008 0,06 0,39 0,05 7,7 0,39 16,0 1,1 SM/ D 1 101025 5,3 0,0019 0,22 0,13 0,13 0,7 0,09 10,3 1,1 L 101025 0,9 0,0019 0,23 0,13 0,12 0,1 0,01 1,8 0,21 M 101025 20 0,0006 0,08 0,80 0,02 15,9 0,39 12,6 1,6 1 Plankton provtaget i SM, vatten provtaget i D. 2 Medelvärdet av yt- och bottenvatten om båda har provtagits. 3 Värden från Meili (1998). 500 400 2003-09-08 HgTot 1100 Hg i zooplankton (ng/g dw) HgTot SnittHg 300 200 100 0 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010-100 SM L M Station Figur 43. Totalkvicksilver i zooplankton (>300 µm) under perioden 1999-2010. 2011-06-23, reviderad 2011-08-29 Sida 40 (85)

0,25 Växtplankton Zooplankton 0,2 mg/kg TS 0,15 0,1 0,05 0 J F M A M J J A S O N D J F M A M J J A S O N D J F M A M J J A S O N D SM L M Figur 44. Halter av Hg-tot i zooplankton och växtplankton under 2010. Biota: bottenfauna Under 2010 provtogs ingen bottenfauna. För information om bottenfauna hänvisas till rapporteringen för 2008 (Petsonk och Land, 2009). Biota: fisk Småabborrar (ålder 0+) och 1-kilos gäddor har tidigare med några få undantag infångats varje höst. Under 2010 har det även infångats större abborrar (1+ och 2+) samt mört (1+ och 2+). Abborre (2+) har dessutom fångats på våren. Abborrar Under projektets första år (1999-2001) var medelhalterna av kvicksilver i abborre relativt konstanta mellan åren och likartad i Turingens och Lilla Turingens stationer (SM och L), med betydligt lägre halter i Mälaren, se Figur 45. Halterna i samtliga stationer ökade under 2002, mest i Lilla Turingen. Under 2003 ökade kvicksilverhalterna i småabborrar ännu mera i Turingen men sjönk tillbaka i Lilla Turingen och Mälaren. Sedan sjönk Hg- halterna i abborrar i Turingen och Lilla Turingen under några år. Från 2007 och framåt har halterna ökat igen och under 2009 var halten i Turingen och Lilla Turingen i nivå med eller högre än toppen 2002/2003. Den kraftiga ökningen under 2009 verkar dock ha varit tillfällig, under 2010 sjönk halterna igen till 2007-2008 års nivåer. Fram till 2008 fanns det en tydlig samvariation mellan kvicksilverhalterna i zooplankton respektive abborre (Figur 46), vilket tyder på att halterna är beroende av upptaget i abborrarnas föda. Mönstret under 2009 avvek såtillvida att halterna i zooplankton sjönk jämfört med 2008, medan halterna i abborre steg kraftigt. Under 2010 var förhållandet mellan Hg i abborre och Hg i zooplankton åter på en mer normal nivå. 2011-06-23, reviderad 2011-08-29 Sida 41 (85)

Det är ännu inte klart vad haltökningen i abborrar efter 2006 beror på. Det är dock väl dokumenterat att upptaget av Hg i gädda är beroende av bland annat ph och trofinivå. I en studie av Håkanson (1980) visades att Hg-halten i gäddor ökade med minskad bioproduktion i sjöarna. En förklaring till detta kan vara att det tillgängliga kvicksilvret i en högproduktiv sjö späds ut i en större biomassa jämfört med i en lågproduktiv sjö, och att fisken därmed genom sin föda exponeras för en mindre mängd kvicksilver. I Turingen var produktionen av zooplankton betydligt mindre under 2009 än under 2008. Det kan inte uteslutas att förändringen av produktiviteten i sjön kan ha påverkat halterna i abborrana, även om det är osäkert hur snabbt en sådan förändring kan få effekt. Det bioproduktionsindex som användes i Håkansons modell baserades på data från den översta centimetern i sedimenten vilket motsvarar sedimentackumulationen under ca 1-2 år. I princip skulle därför förändringar i bioproduktionen kunna få effekt på halterna i fisk på relativt kort tid. Under 2010 var dock produktionen av zooplankton på samma nivå som under 2009 och ändå sjönk Hg-halten. Tyvärr finns inga data för växtplankton under 2009, så det går inte att jämföra den totala bioproduktionen mellan åren. Att den minskade produktionen av zooplankton skulle vara förklaringen till de ökade halterna av Hg i abborre i Turingen motsägs av det faktum att Hg-halterna i zooplankton inte verkar ha ökat (se Figur 43). Det är därför svårt att se att abborrarna faktiskt exponeras för en större mängd Hg genom den vägen. Å andra sidan ökade Hg-halterna i fallande sediment relativt markant under 2009 för att sedan sjunka igen under 2010. Det kan därför finnas en fraktion av biota (< 300 µm) i vilken halterna påverkats mer av den minskade produktionen. Figur 47 visar att kvicksilvret har ackumulerats i de större abborrarna, men tyder på att upptaget avtar med stigande ålder i vatten som är mindre förorenade (L och M) jämfört med i Turingen (SM). Eftersom det inte finns några signifikanta skillnader i längd på abborrarna infångade i olika stationer (Figur 48) verkar inte abborrarnas tillväxt ha påverkats av ett eventuellt kvicksilverupptag. Inte heller vikten visar några signifikanta skillnader. 0,4 0,3 Hg i abborre 0+ hösten (mg/kg vs) max medel min 0,2 0,1 0 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010-0,1 SM L M Figur 45. Totalkvicksilver i abborre 0+ under perioden 1999-2010. Värdena baseras generellt på analys av 3 samlingsprov på vardera 6-7 individer (dock 2 samlingsprov på 4-6 individer under 2008 respektive 1 samlingsprov under 2009). Under 2010 gjordes analys på 10 individprover. 2011-06-23, reviderad 2011-08-29 Sida 42 (85)

Hg i abborre 0+ (mg/kg vv) 0,5 0,4 0,3 0,2 0,1 1,1 max medel-abborre min medel-zooplankton 0,5 0,4 0,3 0,2 0,1 Hg i zooplankton (mg/kg ts) 0,0 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 0,0-0,1 SM L M Figur 46. Jämförelse mellan halter av totalkvicksilver i abborre 0+ och zooplankton under perioden 1999-2010. -0,1 Figur 47. Jämförelse mellan halter av totalkvicksilver i samlingsprov av abborrar av olika åldrar (0+, 1+ och 2+) infångade under 2008-2010. Staplarna anger medelvärden, felstaplarna anger min- och maxvärden. 2011-06-23, reviderad 2011-08-29 Sida 43 (85)