Projekt Turingen Miljökontroll. SLUTRAPPORT Uppföljning 1 januari 2004 31 december 2013

Projekt Turingen Miljökontroll SLUTRAPPORT Uppföljning 1 januari 2004 31 december 2013 Fotografi Jonny Skarp juni 2014 Nykvarns kommun WSP Environmental Andy Petsonk, Mats Allmyr

Projekt Turingen Miljökontroll Slutrapport uppföljning 2004-2013 INNEHÅLLSFÖRTECKNING SAMMANFATTNING 3 ALLMÄNT... 3 DETALJNIVÅ... 3 BAKGRUND 6 KONTROLLPROGRAMMET 6 INLEDNING... 6 UTFORMNING OCH OMFATTNING... 7 UTFÖRDA MÄTNINGAR OCH ANALYSER...12 MÄTRESULTAT OCH ENKEL UTVÄRDERING 13 FYSIKALISKA FÖRÄNDRINGAR...13 VATTENKEMI: TEMPERATUR, PH, ALKALINITET, SYREMÄTTNAD, REDOXPOTENTIAL, KONDUKTIVITET...16 VATTENKEMI: JÄRN, MANGAN OCH ALUMINIUM...22 VATTENKEMI: KVÄVE, FOSFOR OCH ORGANISKT KOL...23 VATTENKEMI: LJUSFÖRHÅLLANDEN (FÄRG, SIKTDJUP OCH GRUMLIGHET)...25 VATTENKEMI: TOTALKVICKSILVER OCH METYLKVICKSILVER...29 SEDIMENT: FALLANDE SEDIMENT...36 SEDIMENT: BOTTENSEDIMENT...44 BIOTA: BOTTENFAUNA...50 BIOTA: ZOOPLANKTON OCH VÄXTPLANKTON...53 BIOTA: FISK...55 SPECIALUNDERSÖKNINGAR 60 VATTENKEMI: DETALJERADE PROVTAGNINGAR (2009 OCH 2010)...60 FAKTORER SOM STYR FÖREKOMSTEN AV TOTAL-HG OCH METYL-HG I VATTEN, PLANKTON OCH FISK (2010)...61 STUDIE AV KVICKSILVERMETYLERING I PERIFYTONSAMHÄLLEN (2012)...62 UNDERSÖKNING AV GRUNDVATTENUTSTRÖMNINGAR I TURINGEN OCH TURINGEÅN (2012-2013)...62 KVICKSILVERFLÖDEN OCH BELASTNINGEN PÅ MÄLAREN 63 SLUTSATSER 64 REFERENSER 66 BILAGOR (ANALYSRESULTAT 2013) 69 BILAGA 1: VATTEN, OFILTRERADE PROVER...69 BILAGA 2: PLANKTON 25-300 µm (VÄXTPLANKTON) OCH > 300 µm (ZOOPLANKTON)...70 BILAGA 3: FISK...71 2014-06-27 Sida 2 (73)

Projekt Turingen Miljökontroll Slutrapport uppföljning 2004-2013 SAMMANFATTNING Allmänt Den tidigare genomförda efterbehandlingen av förorenade sediment i sjön Turingen i Nykvarns kommun har följts upp med hjälp av ett omfattande provtagnings- och mätprogram samt ett antal specialundersökningar. I denna slutrapport sammanfattas de viktigaste resultaten från mätningar under hela uppföljningsperioden (1 januari 2004 31 december 2013) inklusive tidigare ej redovisade resultat från mätningar och provtagningar under 2013. Där så är relevant jämförs resultaten från uppföljningsperioden även med tidigare resultat. Målsättningen med efterbehandlingsåtgärderna var att isolera 90-95 % av kvicksilverförrådet i sjön och därmed reducera kvicksilverhalten i fisk till mindre än 0,5 mg/kg, förhindra utsläpp från Turingen som kunde försämra vattenkvaliteten i Mälaren, säkerställa biologisk mångfald i sjösystemet, och skapa större rekreationsvärden. Omläggning av Turingeån samt muddring och övertäckning av sediment i Turingen har mycket framgångsrikt reducerat kvicksilverhalten i sjövattnet och sedimenterande material i hela sjösystemet. Merparten av allt kvicksilver i sjösystemet är numera otillgängligt för biota. Kvicksilverhalterna i bottenfauna har minskat markant, men trots att mer än tio år har gått sedan efterbehandlingsåtgärderna slutfördes har de minskade kvicksilverhalterna ännu inte återspeglat sig mer än marginellt i plankton 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 fisk sakta skulle minska över en period som kan uppgå till decennier. Det har funnits 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 med det konstgjorda sedimenttäcket som lades ut i sjön, om metylering och demetylering av kvicksilver och effekten av detta på biota, samt om eventuell fortsatt tillförsel av kvicksilver från Turingeån. Ett antal specialundersökningar genomfördes för att försöka besvara några av dessa frågor, och dessa har bidragit till en bättre förståelse för vad som händer i sjön. Under arbetets gång har det vid flera tillfällen gjorts ändringar i kontrollprogrammet, dels för att inrikta mätningarna och provtagningarna på uppföljningen av vad som har bedömts vara de viktigaste parametarna, dels för att frigöra medel för att kunna genomföra specialundersökningarna. Detaljnivå Kontrollprogrammet har omfattat ett flertal fysikaliska, kemiska och biologiska parametrar. Mätningar och provtagningar har utförts vid ett stort antal stationer från Yngern uppströms, via Turingeån till Turingen och Lilla Turingen samt i Mälaren nedströms. Fältarbeten har utförts under totalt 98 dagar mellan 1 november 2003 och 31 december 2013, exklusive arbete vid provfiske. Det har analyserats drygt 300 vattenprov, 700 sedimentprov, och 600 prov av biologiskt material. Det har inte observerats några förändringar av de grundläggande fysikaliska-kemiska mätparametrarna i vattenmassorna temperatur, ph, alkalinitet, syremättnad, redoxpotential och konduktivitet som kan härledas till efterbehandlingsåtgärderna. Halterna i vatten av bas- 2014-06-27 Sida 3 (73)

metallerna järn, mangan och aluminium verkar inte heller har påverkats av åtgärderna och är tämligen likartade i Turingen, Lilla Turingen och Mälaren. Enligt Naturvårdsverkets bedömningsgrunder för sjöar och vattendrag från 1999 är halterna av kväve och fosfor i Turingens vatten generellt höga och kan på sommarhalvåret bli mycket eller extremt höga. Halterna av såväl N som P minskade något efter efterbehandlingsarbeten 2002-2003, men har sedan dess återgått till samma nivå som innan åtgärderna. Trots de höga halterna av respektive ämne har kvoten mellan kväve- och fosforhalterna till stor del varit i balans, eller eventuellt med ett visst kväveunderskott. Halterna av organiskt kol (TOC) är oftast låga, men kan tidvis vara måttligt höga eller höga. Vattnet i Turingen och Lilla Turingen är enligt samma bedömningsgrunder oftast svagt eller måttligt färgat, men kan tidvis (främst på sommaren) vara betydligt eller starkt färgat, vilket förmodligen indikerar en hög halt av fina partiklar i vattnet. I synnerhet bottenvattnen ofta uppvisar en stark grumlighet vilket tycks höra samman med syrebrist under sommarstagnationen. Det verkar som dessa förhållanden också hör samman med metylering av kvicksilver i vattenmassan. Halterna av totalkvicksilver i vatten uppvisar dels en tydlig rumslig gradient i totalhalterna från Turingeån genom sjösystemet till Mälaren i både ytvatten och bottenvatten, dels en nedåtgående trend från år till år sedan utförandet av efterbehandlingsåtgärderna. På senare år har dock tot-hg-halterna i Turingens och Lilla Turingens bottenvatten stigit igen, vilket förmodligen betyder att åtgärdernas effekter inte är helt bestående. Kvicksilverhalterna i Turingeåns vatten uppströms sjöarna är också alltjämt förhöjda, vilket är ett tecken på att tillförseln av Hg till sjöarna inte har upphört. Det har dock inte varit möjligt att konstatera om kvicksilvret kommer från de tidigare kända ansamlingarna av Hg i och omkring ån (t.ex. vid Nyhammar, Kvarndammen, Kungsbro eller Långdal), eller från någon annan källa. Halterna av metylkvicksilver i bottenvatten har också en rumslig gradient från Turingeån till Mälaren samt en nedåtgående trend från år till år. En specialundersökning har visat att MeHghalterna i bottenvatten verkar vara beroende av sulfidbildningsprocesserna i den syrefattiga miljön som råder där under sommarstagnationen. MeHg-halterna i ytvatten däremot uppvisar inte samma relation utan verkar i första hand vara beroende av hur mycket metylkvicksilver som tillförs sjöarna med Turingeån. Beräkningar visar att Turingen fungerar som en nettosänka, det vill säga inflödet av total-hg och metyl-hg från Turingeån fortsätter vara större än utflödet av total-hg respektive metyl-hg till Mälaren. Utflödet av kvicksilver är numera lågt halterna är konstant lägre än den antagna bakgrundshalten, 4 ng/l varför åtgärderna verkar ha lyckats uppfylla målet att förhindra utsläpp som kunde försämra vattenkvaliteten i Mälaren. Provtagningarna av fallande sediment visar att efterbehandlingsåtgärderna har lett till en minskning av sedimentation i Turingen och Lilla Turingen, orsakad främst av övertäckningen med konstgjort sediment 2002-2003. Provtagningarna visar dock att det konstgjorda sedimentet därefter åtminstone delvis frigjordes/resuspenderades från läggningsområdet i Turingen och spreds till Lilla Turingen och även till Mälaren. Dessa data bekräftas av analyser på bottensediment som visar att det har blivit allt svårare med åren att detektera någon rest av det konstgjorda sedimentet. Kvicksilverhalterna i fallande sediment i Turingen minskade kraftigt till följd av efterbehandlingsarbetena, först år 2000 (åtgärderna i mynningsområdet) och sedan 2002-2003 (utläggning av konstgjort sediment). Hg-halterna i fallande sediment har sedan dess stabiliserats med vissa årstidsvariationer på ett snittvärde strax under 1 mg/kg TS. Men mätningarna visar att sediment med organiskt bundet kvicksilver alltjämt resuspenderas i Turingen, främst under höstperioder. Även detta bekräftas av analyser på bottensediment som visar att Hg-halterna i ytliga bottensediment är högre i Turingen och Lilla Turingen än i Yngern samt att halterna i Mälaren avtar med avståndet från utloppet från Lilla Turingen. Detta indikerar att små mängder Hg har spridits från Turingen åtminstone några kilometer ut i Sundsörsviken. Att halterna i de 2014-06-27 Sida 4 (73)

ytligare proverna av bottensediment i Sundsörsviken är relativt konstanta och lägre än i de djupare proverna kan tyda på att belastningen från Turingen har minskat men inte helt upphört. Hg-halterna i de ytliga sedimenten i Turingen var 2010 på samma nivå som i fallande sediment vilket tyder på att halten i bottensedimenten kommer att ligga kvar på denna nivå om inte halterna i fallande sediment ändras. Analysresultaten av såväl ytliga som djupare liggande sediment indikerar även att åtgärderna har lyckats isolera ca 96 % av kvicksilvret i sedimenten på Turingens transport- och ackumulationsbottnar. Analyser av kvicksilver i litoralbottenfauna uppströms Turingen visade en tydlig ökande geografisk gradient från Yngern utmed hela Turingeån. Det fanns även en avtagande geografisk gradient för Hg-halter i litoralbottenfauna från centrala Turingen genom Lilla Turingen till Mälaren. Sedan genomförandet av efterbehandlingsåtgärderna finns en tydlig neråtgående halttrend i samtliga sjöstationer, även nedströms Turingen. Trenden gäller i princip samtliga analyserade arter. Denna iakttagelse utgör en av de starkaste indikationerna på att de vidtagna efterbehandlingsåtgärderna har haft en positiv effekt på ekosystemet i sjöarna. Hg-halterna i bottenfauna i Turingeån strax uppströms Turingen var dock markant förhöjd jämfört med stationerna nedströms, vilket indikerar att sjön alltjämt tillfördes kvicksilver vid Turingeån. Resultaten från provtagning av profundalbottenfaunan också indikerade sjunkande Hg-halter men dataunderlaget var för klent för att dra några långtgående slutsatser. Halterna av tot-hg i såväl zooplankton som växtplankton uppvisar dels 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. Den stora variationen i Hg-halterna från år till år (som troligen har naturliga orsaker) innebär dock att ingen bestående förändring till följd av efterbehandlingsarbetena i sjön kan observeras i dessa data, även om halterna har sjunkit rejält sedan maxvärdena hösten 2003. Hg-halterna i fisk har inte avtagit som väntat. Halterna i abborrar varierar mycket från år till år och uppvisar en samvariation med halterna i plankton. Det finns en svag långsiktig trend att Hg-halterna i gädda minskar, men vid nuvarande takt kommer det att dröja många decennier innan halterna når ner till målnivån (0,5 mg/kg v.v.). Det har under uppföljningen även utförts några andra specialundersökningar. I korthet visar dessa att: Inflödet av MeHg eller Hg (som sedan metyleras) från Turingeån och metylering av Hg i sediment eller i hypolimnion (djupt vatten under språngskiktet) är de viktigaste kvarvarande källorna till MeHg i Turingen. MeHg-halterna i perifyton (påväxtalger) har troligen endast en marginell inverkan på halten MeHg i Turingens vatten, men är tillräckligt höga för att kunna förklara en stor del av MeHg-halterna i fisk som ingår i Turingens bentiska näringskedja. Det är dock okänt om och i vilken omfattning som fisk i Turingen livnär sig på perifyton. Tillskott av utströmmande grundvatten till Turingen och Turingeån kan vara av viss betydelse, men mängden metylkvicksilver som förs ut med grundvatten till Turingens vattenmassa överskuggas av andra metylkvicksilverkällor. Även om uppföljningsprogrammet inte har innehållit några moment som direkt kunde användas för att kontrollera uppfyllelsen av projektets mål avseende säkerställande av den biologiska mångfalden i sjösystemet och skapande av större rekreationsvärden, kan man konstatera att det inte har observerats några betydelsefulla eller oväntade förändringar i sammansättningen eller mängd biomassa hos de undersökta arterna. Artsammansättningen av bottenfaunan kan även ha förbättrats något. Dessutom har tillgängligheten till sjön troligen ökats genom åtgärder vidtagna av de närbelägna Vidbynäs golfklubb och Vidbynäs Gård & Konferens, åtgärder som kanske inte hade vidtagits om inte efterbehandlingen hade ägt rum. 2014-06-27 Sida 5 (73)

Projekt Turingen Miljökontroll Slutrapport uppföljning 2004-2013 BAKGRUND Sjön Turingen förorenades mellan 1946 och 1966 av kvicksilverutsläpp från ett pappersbruk vid Turingeån i Nykvarn några kilometer uppströms Turingen. Turingen ingår i ett värdefullt sjösystem med Yngern uppströms som är av riksintresse för naturvården. Nedströms ligger Mälaren som är dricksvattentäkt för 1,5 miljoner människor. Förhöjda men successivt avtagande kvicksilverhalter fanns genom hela å- och sjösystemet och även ut i Mälaren. Sammanlagt fanns mellan 350 och 400 kilo kvicksilver bundet i omkring 225 000 m3 av sjöns sediment. Kvicksilverhalterna i ytliga sediment låg mellan 35 mg/kg TS i södra delen av sjön (närmast inloppet från Turingeån) och ca 2 mg/kg TS i norr. Dessa värden kan jämföras med halterna i opåverkade sediment som ofta ligger under 0,1 mg/kg TS. Förhöjda kvicksilverhalter i fisk från Turingen noterades redan på 1960-talet, och röster höjdes redan då för någon form av sanering. Till exempel var kvicksilverhalterna i gäddor kraftigt förhöjda; 1980 uppmättes 2,27 mg Hg/kg muskelmassa (genomsnitt för 6 gäddor). Fisken ansågs otjänlig som föda och sjön svartlistades redan 1968. För att komma tillrätta med problemen startades Projekt Turingen under 1990-talet. Målsättningen med projektet var att isolera 90-95 % av kvicksilverförrådet och därmed: reducera kvicksilverhalten i fisk till mindre än 0,5 mg/kg, förhindra utsläpp från Turingen som kunde försämra vattenkvaliteten i Mälaren, säkerställa biologisk mångfald i sjösystemet, och skapa större rekreationsvärden. Saneringsåtgärderna genomfördes huvudsakligen i tre steg: 1995-1996: Omledning av Turingeån vid två platser uppströms sjön, för att leda åvattnet förbi några stora ansamlingar av förorenat material. 1999-2000: Muddring följt av övertäckning av lättrörliga sediment i området i sjön närmast åmynningen med en geotextil, mosand och bergkross. 2002-2003: Övertäckning av ca 80 % av de övriga förorenade bottnarna i sjön med ett konstgjort sediment. KONTROLLPROGRAMMET Inledning Efterbehandling av de kvicksilverförorenade bottensedimenten i sjön Turingen i Nykvarns kommun avslutades den 31 oktober 2003. Därefter har den miljöpåverkan som entreprenaderna förde med sig samt miljösituationen i övrigt - främst i och nedströms Turingen - följts upp av två femåriga miljökontrollprogram som finansierades av Länsstyrelsen i Stockholms län med hjälp av bidrag från Naturvårdsverkets anslag för efterbehandling samt ett mindre bidrag från Nykvarns kommun. Kontrollprogrammen inriktades främst på att följa upp projektets två primära mål, att reducera kvicksilverhalter i fisk och att förhindra utsläpp till Mälaren. Uppföljningen av det första målet gjordes i första hand genom mätningar av kvicksilverhalter i organismer på olika 2014-06-27 Sida 6 (73)

trofinivåer i det akvatiska systemet. För att följa upp det andra målet användes i huvudsak mätningar av kvicksilverhalter och andra parametrar i vatten, fallande sediment och bottensediment. Tyvärr ingick inga moment i kontrollprogrammen som särskilt inriktades på uppföljningen av projektets två andra mål, att säkerställa den biologiska mångfalden och att skapa större rekreationsvärden. Huvudsyftet med denna slutrapport är att redovisa de viktigaste resultaten från alla mätningar och provtagningar som har gjorts under denna tioåriga period samt att tolka resultaten i relation till målen för efterbehandlingsåtgärderna. Redovisningen och diskussionen tar även hänsyn till tidigare resultat. Rapporten har huvudsakligen skrivits av Andy Petsonk och Mats Allmyr vid WSP Environmental och utgår från ett stort antal tidigare lägesrapporter (se referenslistan). Projektledare vid Nykvarns kommun har varit Ronald Bergman. Andy Petsonk (2004-2012 och Karin Tornberg (2012-2013) vid WSP har varit uppdragsledare. Olof Regnell vid Cinnobex har bidragit till utformningen och utvärderingen av de specialundersökningar som har gjorts vid sidan av miljökontrollprogrammet. De flesta prover och fältobservationer har samlats in och dokumenterats av Yoldia Environmental Consulting AB och Skarps Miljöteknik genom dagböcker och fotografier. Merparten av de kemiska analyserna har utförts av ALS Scandinavia AB. Vissa analyser av metylkvicksilver har utförts av IVL Svenska Miljöinstitutet AB. Äldre analyser har utförts bl.a. av IVL samt Institutet för Tillämpad Miljöforskning vid Stockholms Universitet (ITM). Åldersbestämning av fisk har utförts av Allumite Konsult AB. Avläsning av pegeln i Turingeån och insamling av nederbördsdata har gjorts på frivillig basis av Set Axelsson. Utformning och omfattning Kontrollprogrammet har omfattat ett flertal fysikaliska, kemiska och biologiska parametrar. Programmets omfattning reviderades flera gånger under de tio åren som programmet pågick, dels för att inrikta mätningarna och provtagningarna på uppföljningen av vad som har bedömts vara de viktigaste parametrarna, dels för att frigöra medel för att kunna genomföra ett antal specialundersökningar. Samtliga provtagningsstationer som har använts i programmet redovisas i Figur 1-Figur 3. Koordinater för dessa stationer samt vilka matriser som har provtagits vid respektive station redovisas i Tabell 1. I huvudsak har kontrollprogrammet innehållit mätningar och provtagningar avseende följande parametrar: In-situ mätningar i vattnet med avseende på grumlighet, ph, ledningsförmåga, temperatur, syrgashalt, redoxpotential och siktdjup. Insamling av vattenprover vid olika djup i vattenmassan för kemisk analys av ofiltrerat och filtrerat vatten. Analysomfattningen har varierat, men totalhalten kvicksilver har nästan alltid analyserats. Provtagning av växt- och zooplankton för analys med avseende på totalhalten kvicksilver och metylkvicksilver. Vissa år har artfördelningen också studerats. Insamling av fallande sediment med hjälp av hängande fällor. Fällorna har tömts, oftast med två till tre månaders intervall, och innehållet analyserats med avseende på mängd nedfallen sediment, GF, Hg, ph4-al 1, m.m. 1 Analysmetoden för aluminium som är relativt lättlakat (s.k. ph4-al) togs fram under projektet (Kaj, 1997). Metoden har använts för att identifiera det konstgjorda sedimentet som användes för att täcka merparten av sjöns bottnar, eftersom sedimentet byggdes upp av flockar innehållande bl.a. aluminiumhydroxid. 2014-06-27 Sida 7 (73)

Provfiskande, främst av abborrar och gädda men även andra arter. Individprov från utvalda fiskar och samlingsprov har analyserats med avseende på Hg. Provtagning av bottenfauna och analys med avseende på Hg. Provtagning av bottensediment och analys med avseende på Hg, ph4-al, m.m. Tabell 1. Koordinater (RT90) samt vilka matriser som har provtagits vid mät- och provtagningsstationer som har använts i miljökontrollprogrammet. Observera att vissa stationer kan representera såväl områden till exempel för provtagning av bottenfauna, fisk och bottensediment som distinkta punkter. Stationsbeteckning Vatten Fallande sediment Bottensediment Lokalisering O-koordinat N-koordinat YH Yngern nära utlopp till Turingeån X X 1591237 6561630 Y Turingeån vid Yngerns utlopp X 1591733 6562064 TS Turingeån Ströpsta X 1594185 6563719 2,2 Turingeån Ström X 1594262 6563939 TN Turingeån Nyhammar X 1593916 6564287 3,52 Turingeån Nyhammar X 1593859 6564282 3,56 Turingeån uppströms Kungsbro X 1593608 6564456 K Turingeån Kungsbro pegel X 1593594 6564440 TK (3,6) Turingeån Kungsbro X 1593464 6564530 TV Turingeån nära Strängnäsvägen X X 1593370 6565101 T 2 Turingeån bron vid Vidbynäs X X 1593337 6565325 VD(1) Deponin vid Brygghusviken X 1593305 6565539 B Turingen Brygghusviken X 1593292 6565626 SV Södra Turingen (sydväst) X X 1593045 6566032 SM Södra Turingen (mitt) X X X 1593129 6565949 SN Södra Turingen (norr) X X X 1593142 6566151 D Djuphålan i Turingen X 1593411 6566616 V Västra Turingen X 1593210 6566973 O Östra Turingen X 1593708 6566782 C Centrala Turingen X X X X X X X 1593490 6566959 N Norra Turingen X X X X X 1593695 6567442 N(V) Norra Turingen X 1593484 6567561 VD(2) Bo Hagmans brygga X 1593872 6567847 L Djuphålan i Lilla Turingen X X X X X X 1593076 6568210 U Utloppsån innan Mälaren X 1592592 6568819 M Mälaren utanför kraftverket X X X X X X 1592505 6569094 MS Sundsörsviken i Mälaren X 1591483 6569772 Ä Älgön i Mälaren X X 1589766 6570614 Plankton Bottenfauna Fisk Perifyton Våtdeposition 2 Fram till 2007 användes station T för provtagning i Turingeån strax uppströms Turingen. Sedan 2007-07-31 har provtagning utförts vid station TV istället för station T, då det fanns indikationer på att prov från station T inte alltid representerade åvatten, utan kunde vara påverkade av sjövatten vid högt vattenstånd i sjön. 2014-06-27 Sida 8 (73)

Figur 1. Provtagningsstationer i Turingeåsystemet under uppföljningsperioden 2004-2013. Stationsbeteckningar, lokalisering och användning, se Tabell 1. Detaljkartor, se Figur 2 och Figur 3. 2014-06-27 Sida 9 (73)

Figur 2. Provtagningsstationer i sjön Turingen under uppföljningsperioden 2004-2013. Stationsbeteckningar, lokalisering och användning, se Tabell 1. 2014-06-27 Sida 10 (73)

Figur 3. Provtagningsstationer i Turingeån under uppföljningsperioden 2004-2013. Stationsbeteckningar, lokalisering och användning, se Tabell 1. 2014-06-27 Sida 11 (73)

Utförda mätningar och analyser Enligt Yoldias/Skarps dagbok utfördes fältarbeten för miljökontroll under totalt 98 dagar mellan 1 november 2003 och 31 december 2013, exklusive arbete vid provfiske. Tabell 2 och Tabell 3 sammanfattar antalet fältmätningar och provtagning för olika sorters prov under hela perioden. Tabell 2. Antal in-situ mätningar och vattenprov till laboratorieanalyser. År In-situ Hg-tot MeHg Andra Andra Hg-tot MeHg parametrar parametrar Provtagning mätningar ofiltrerat ofiltrerat ofiltrerat filtrerat ofiltrerat filtrerat 2003 1 8 0 5 0 0 0 2004 5 30 3 18 8 3 0 2005 4 30 3 18 7 3 4 2006 4 18 0 18 0 0 0 2007 16 3 0 24 0 0 0 2008 4 33 17 10 0 0 0 2009 6 36 29 36 10 10 10 2010* 121 121 89 121 85 85 85 2011 19 11 8 11 0 0 0 2012 17 15 12 15 9 9 0 2013 8 11 11 11 0 0 0 Summa 205 316 172 287 119 110 99 * exkl. specialundersökningen Tabell 3. Antal fasta prov till laboratorieanalyser. År Bottensedimenfällor Sediment- Växtplankton Zooplankton Bottenfauna Fisk 2003 0 2 0 0 0 0 2004 129 40 0 12 30 23 2005 15 93 0 12 31 22 2006 15 39 0 8 23 22 2007 50 52 0 9 33 24 2008 50 53 0 12 54 67 2009 0 50 0 9 0 26 2010 50 50 12 12 0 132 2011 0 30 3 3 0 3 2012 0 0 9 0 0 0 2013 0 0 6 6 0 24 Summa 309 409 30 83 171 343 2014-06-27 Sida 12 (73)

MÄTRESULTAT OCH ENKEL UTVÄRDERING I detta kapitel redovisas de mest centrala observationerna från mätprogrammet avseende fysikaliska förändringar, vattenkemi, fallande sediment, bottensediment, växt- och zooplankton, bottenfauna och fisk. I de flesta fall redovisas även data från tidigare mätperioder innan och under efterbehandlingsåtgärderna. Fysikaliska förändringar Åtgärderna i mynningsområdet innebar förändringar av öppna vattenytor samt uppbyggnad av en deponi utmed stranden i Brygghusviken. I Figur 4 Figur 7 redovisas några bildsviter som belyser de fysikaliska förändringarna som har ägt rum i detta område sedan de sista åtgärderna genomfördes 2003, framför allt beväxningen av deponin och den lilla ön som skapades mitt i mynningsområdet. 2012-01-19 2010-11-30 2007-03-05 2006-03-21 2005-02-28 Figur 4. Bildsvit tagna på vintern som visar förändringar i mynningsområdet sedan de sista åtgärderna genomfördes 2003. 2014-06-27 Sida 13 (73)

2012-05-29 2010-04-21 2007-05-08 2006-05-22 2005-04-27 2004-05-05 Figur 5. Bildsvit tagna på våren som visar förändringar i mynningsområdet sedan de sista åtgärderna genomfördes 2003. 2014-06-27 Sida 14 (73)

2013-07-29 2012-07-24 2007-07-31 2006-07-31 2005-07-21 2004-08-29 Figur 6. Bildsvit tagna på sommaren som visar förändringar i mynningsområdet sedan de sista åtgärderna genomfördes 2003. 2014-06-27 Sida 15 (73)

2013-09-30 2012-09-26 2007-09-27 2006-10-02 2005-09-22 2004-09-30 Figur 7. Bildsvit tagna på hösten som visar förändringar i mynningsområdet sedan de sista åtgärderna genomfördes 2003. Vattenkemi: temperatur, ph, alkalinitet, syremättnad, redoxpotential, konduktivitet De första åren i kontrollprogrammet gjordes frekventa in-situ-mätningar av temperatur, ph, alkalinitet, syremättnad, redoxpotential och konduktivitet i sjöarnas vatten (ca 25 gånger/år). Efterhand glesades mätningarna gradvis ut till endast 1-4 gånger/år. Med så gles mätning går det inte att påvisa årstidsvariationer, men det går att jämföra de uppmätta värdena med värden uppmätta vid samma tidpunkt de föregående åren. Figur 8 visar vattentemperaturen i Turingen. Figuren visar i första hand tydliga säsongsvariationer, i första hand i yt- och bottenvatten. Mätningarna visar även att det under sommar- 2014-06-27 Sida 16 (73)

månaderna har funnits en tydlig temperaturstratifiering i Turingen under hela mätperioden, med ett väldefinierat språngskikt mellan 3 eller 4 till 7 meters djup (Figur 9). Det kan också märkas att ytvattentemperaturerna på sommaren oftast har varit högre sedan 2002 än vad de var åren dessförinnan. Likartade temperaturvariationer har observerats i Lilla Turingen och Mälaren. Figur 8. Vattentemperaturen på olika nivåer i Turingens djuphåla (D) under perioden 1996-2013. Figur 9. Vattentemperaturprofiler på sommaren i Turingens djuphåla (D) under perioden 1996-2012. 2014-06-27 Sida 17 (73)

Det har vid flera tillfällen konstaterats att ytvattnets ph-värden blir förhöjda i samband med algblomning, vilket beror på ett ökat upptag av koldioxid. Vanligtvis är ph-värdena högre i ytvattnet än i djupvattnet, men ett avvikande mönster noterades på sensommaren 2010 (Figur 10). Sedan dess har ph-värdena i sjö- och åsystemets vatten varit tillbaka på mer normala värden. Figur 10. Variationer i ph under perioden 1996-2013. Till vänster medelvärden samt max- och minvärden 1996-2009. Alkalinitet ingick i mätprogrammet fram till 2005 (Figur 11). Som synes har alkaliniteten vanligtvis varit högre i bottenvatten än i ytvatten. Detta kan bero på att alkaliniteten ökar som ett resultat av nedbrytning av organiskt material i syrefrimiljö (Sternbeck, 2014). Vattnet i Turingeån har vid enstaka tillfällen haft en förhöjt alkalinitet. 2014-06-27 Sida 18 (73)

Figur 11. Variationer i alkalinitet under perioden 1996-2005. Medelvärden samt max- och min-värden. Syreförhållandena i Turingen och Lilla Turingen har varit tämligen likartade under hela mätperioden (Figur 12). På sommarhalvåret har ytvattnet varit mer eller mindre syremättat medan bottenvattnet i stort sett var syrefritt (Figur 13). Syremättnadsgraden hamnar sedan på 60-80 % när sjöarna omblandas på hösten. Under vintrarna kunde bottenvattnet återigen bli syrefritt medan ytvattnet precis under istäcket behöll en mättnadsgrad av ca 80 %. Figur 12. Syrgasmättnad i yt- och bottenvatten under perioden 1996-2013. Till vänster medelvärden samt max- och minvärden 1996-2009. 2014-06-27 Sida 19 (73)

Figur 13. Syrgasmättnadsprofiler på sommaren i Turingens djuphåla (D) under perioden 1996-2012. Figur 13 visar även att syrefria förhållanden uppstod under de flesta år vid ett vattendjup av ca 5 till 7 meter, vilket innebär att 30 60 % av Turingens bottenareal kan ha varit syrefritt (Figur 14). Enstaka år (t.ex. 2005) var dock en betydligt mindre areal syrefritt (Figur 13). Figur 14. Hypsografiska kurvor för Lilla Turingen och Turingen (Söderenergi, 1991). Redoxpotentialen i Turingens och Lilla Turingens bottenvatten återspeglade oftast syreförhållandena med negativa värden på sommaren och ibland på vintern (Figur 15). 2014-06-27 Sida 20 (73)

Figur 15. Redoxpotential i yt- och bottenvatten under perioden 1996-2013. Till vänster medelvärden samt max- och minvärden 1996-2009. 2014-06-27 Sida 21 (73)

Konduktiviteten i Turingens och Lilla Turingens vatten ligger oftast mellan 100 och 200 μs/cm, med något högre värden i djupare vatten än i ytligare vatten (Figur 16). Konduktiviteten i Turingeån uppströms sjön är oftast lägre än i sjön, men har tidvis varit mycket högre, vilket historiskt har påverkat värdena i sjön. Konduktiviteten i Mälaren (U/M) verkar inte ha påverkats nämnvärt av variationerna i sjösystemet uppströms. Figur 16. Konduktivitet under perioden 1996-2013. Till vänster medelvärden samt max- och minvärden 1996-2009. Vattenkemi: järn, mangan och aluminium Halterna av järn, mangan och aluminium i vattenprov har inte analyserats sedan 2010. Allmänt har halterna varit högre i bottenvatten än i ytvatten. Skillnaderna mellan stationerna är tämligen likartad för alla tre metaller; skillnader har dock varit något mindre för aluminium (Figur 17). Figur 17. Halterna av järn (vänster), mangan (mitten) och aluminium (höger) i vatten under perioden 1996-2009. Medelvärden samt max- och minvärden. Observera olika logaritmiska skalor. 2014-06-27 Sida 22 (73)

Vattenkemi: kväve, fosfor och organiskt kol 3 Halterna av kväve, fosfor och organiskt kol har inte analyserats sedan 2010 4. Enligt Naturvårdsverkets bedömningsgrunder för sjöar och vattendrag från 1999 var totalkvävehalterna under mätperioden generellt höga eller mycket höga i såväl Turingens som i Lilla Turingens vatten (Figur 18). Det verkar som om N-halterna minskade något efter åtgärderna 2002-2003, men de har sedan dess återgått till samma nivå som innan åtgärderna. Fosforhalterna i sjöarnas bottenvatten ökar på sommarhalvåret (Figur 19) och kan då enligt samma kriterier klassas som extremt höga. Detta är troligen en effekt av den syrefattiga miljön som då råder varvid fosfor lättare löses ur sedimenten. I Turingeån samt i sjöarnas ytvatten var P-halterna ofta höga eller mycket höga. Det verkar som om P-halterna minskade något under åtgärderna 2003, men de har sedan dessa återgått till samma nivå som innan åtgärderna. Trots de höga halterna av respektive ämne har kvoten mellan kväve- och fosforhalterna till stor del varit i balans, eller eventuellt med ett visst kväveunderskott (Figur 20). De låga N/P kvoterna under somrarna skulle kunna innebära en potential för blomning av toxiska alger (Sternbeck, 2014). Under hela mätperioden verkar N/P-kvoten ha ökat något, i synnerhet i utloppet från sjösystemet till Mälaren (U/M). Halterna av organiskt kol (TOC) i vattenproverna uppvisar en stor variation, se Figur 21. I Turingeån är TOC-halterna oftast låga, men kan tidvis vara måttligt höga eller höga. I Mälaren är TOC-halterna ännu något högre, medan de är väsentligt mycket högre i sjöarnas bottenvatten. Figur 18. Tidsutvecklingen av totalkväve (mg/l) under perioden 1996-2010. Kvalitativ skala enligt Naturvårdsverket (1999). 3 Tolkningen av halterna av kväve, fosfor och organiskt kol utgår från Naturvårdsverkets bedömningsgrunder för sjöar och vattendrag (Naturvårdsverket, 1999). 4 I samband med den specialundersökning som genomfördes 2010 analyserades särskilt många prov avseende dessa parametrar, vilket förklarar varför figurerna nedan är svårtolkade under just 2010. En närmare tolkning har dock gjorts i rapporten från specialundersökningen (Regnell, 2011). 2014-06-27 Sida 23 (73)

Figur 19. Tidsutvecklingen av totalfosfor(µg/l) under perioden 1996-2010. Kvalitativ skala enligt Naturvårdsverket (1999). Figur 20. Tidsutvecklingen av N/P-kvoten under perioden 1996-2010. Kvalitativ skala enligt Naturvårdsverket (1999). 2014-06-27 Sida 24 (73)

Figur 21. Tidsutvecklingen av TOC (mg/l) under perioden 1996-2010. Kvalitativ skala enligt Naturvårdsverket (1999). Vattenkemi: ljusförhållanden (färg, siktdjup och grumlighet 5 ) Ljusförhållanden kan vara avgörande för många organismer. Under hela mätperioden har färgen bestämts på ofiltrerat vatten, vilket ger ett indirekt mått på partikelmängden i vattnet 6. Under vissa perioder har färgen även bestämts på filtrerat vatten. Det ofiltrerade yt- och bottenvattnet är oftast svagt eller måttligt färgat, men kan tidvis (främst på sommaren) vara betydligt eller starkt färgat (Figur 22). Mätningar av färg i det filtrerade yt- och bottenvattnet (Figur 23) visar att en betydande andel av färgen beror på partiklar som kunde filtreras bort, men att mycket färg är kvar indikerar att merparten av färgen orsakas av mycket små partiklar. Siktdjupet (Figur 24) är i allmänhet bäst i Mälaren, något sämre i Lilla Turingen och sämst i Turingen. Det kan se ut som om siktdjupet har förbättrats de senaste åren (från 2010 till 2013), men medelvärdena är faktiskt oförändrade jämfört med tiden innan dess. Turingen och Lilla Turingens vatten uppvisar oftast en stark grumlighet (Figur 25). Bottenvattnen är betydligt grumligare än ytvattnen, vilket tycks höra samman med syrebrist, i synnerhet under sommarstagnationen. Det har vid flera tillfällen konstaterats att bottenvattnet ibland har en mjölkig karaktär bestående av kolloidala partiklar. Orsaken till detta fenomen är okänd. Sternbeck (2014) har föreslagit att det kan bero på bakteriell oxidation av svavelväte varvid S o frigörs. Det har också konstaterats att grumligheten verkar vara korrelerad med färgen men inte med TOC-halten (Figur 26), vilket tyder på att grumligheten orsakas mer av oorganiskt än av organiskt material. 5 Betraktelserna av färg, siktdjup och grumlighet utgår från Naturvårdsverkets bedömningsgrunder för sjöar och vattendrag (Naturvårdsverket, 1999). 6 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). 2014-06-27 Sida 25 (73)

Figur 22. Färg i ofiltrerat yt- och bottenvatten under perioden 1996-2013. Till vänster medelvärden samt max- och minvärden 1996-2009. 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 (Petsonk 2002). Mätvärdena sedan 2010 är baserade på absorbans mätt vid 420 nm. Figur 23. Färg i filtrerat yt- och bottenvatten under perioden 1996-2010 (medelvärden samt max- och minvärden). 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 (Petsonk 2002). Mätvärdena från 2010 är baserade på absorbans mätt vid 420 nm. 2014-06-27 Sida 26 (73)

Figur 24. Siktdjup i olika sjövatten under perioden 1996-2013. Till vänster medelvärden samt max- och minvärden 1996-2009. Observera att det inte har varit möjligt att mäta siktdjupet när sjöarna var isbelagda. Figur 25. Grumlighet i yt- och bottenvatten under perioden 1996-2013. Till vänster medelvärden samt max- och minvärden 1996-2009. 2014-06-27 Sida 27 (73)

Figur 26. Korrelation mellan färg och grumlighet respektive TOC och grumlighet i djuphålans bottenvatten (D:B) under perioden 1996-2013. 2014-06-27 Sida 28 (73)

Vattenkemi: totalkvicksilver och metylkvicksilver Totalkvicksilver Totalkvicksilverhalterna i ytvatten i de flesta punkter i Turingeåsystemet förutom i Turingeån 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 27). Halterna ligger dock långt under de nuvarande miljökvalitetsnormerna för ytvatten 0,07 μg/l (2013/39/EU) 7. I Turingeån är Hg-halterna ofta ännu högre än i Turingen. Hg-halterna i bottenvatten i Turingens och Lilla Turingens djuphålor (D:B resp. L:B) kan under skiktade förhållanden också stiga till nivåer som är långt över bakgrundshalten, vilket även har skett under de senaste åren. Kvicksilverhalterna uttryckta per enhet partikelvikt (där partikelkoncentrationen uppskattas från absorbansen) är av betydelse för både sediment och biota. Med undantag för Turingeån har den högsta föroreningsgraden hos partiklarna på senare år legat långt under nivån som tidigare uppmättes (Figur 28). Medelhalterna har också sjunkit. Hg-halterna relaterade till partikelkoncentrationer har förblivit höga i Turingeån. Att halterna i sjöns ytvatten dessutom ofta är högre än halterna i bottenvatten kan indikera att sjön alltjämt tillförs lätta förorenade partiklar från Turingeån som till stor del förblir svävande och endast delvis sedimenterar i sjön. Det kan även bero på bildning av partiklar i bottenvatten enligt den process som nämndes ovan i samband med redovisningen av grumlighetsdata. Enligt Regnell (2011) kan dessa lättförorenade partiklar bidra till ökad metylering av kvicksilver när de passerar genom vattenmassan. Figur 29 och Figur 30 belyser den tidsmässiga och rumsliga spridningen av de uppmätta halterna totalkvicksilver i yt- respektive bottenvatten 8,9. Sett över hela tidsperioden 1995-2013 märks dels en tydlig rumslig gradient i totalhalterna från Turingeån genom sjösystemet till Mälaren i både ytvatten och bottenvatten, dels en nedåtgående trend från år till år. På senare år har dock kvicksilverhalterna i Turingens och Lilla Turingens bottenvatten stigit igen, i Turingen till mycket höga nivåer. Det är oklart om detta återspeglar en kort avvikelse eller ett långsiktigt trendbrott. Att kvicksilverhalterna i Turingeåns vatten uppströms sjöarna alltjämt är förhöjda är ett tecken på att tillförseln av kvicksilver till sjön inte har upphört. Under årens lopp har åvattnet provtagits vid många olika punkter (Figur 1). Åtgärderna i ån 1995-1996 hade en uppenbar effekt, men lyckades inte reducera halterna till en låg nivå (Figur 31). Då kvicksilverhalterna i ån varierar mycket men till synes osystematiskt från år till år, säsong till säsong, och plats till plats, är det svårt att förstå vad det är som orsakar variationen. Men även vid en geografisk betraktelse av analysvärdena (Figur 32) har det inte varit möjligt att med säkerhet konstatera om kvicksilvret kommer från de tidigare kända ansamlingarna av kvicksilver i och omkring ån (t.ex. vid Nyhammar, Kvarndammen, Kungsbro eller Långdal), eller från någon annan källa. Det är därför troligt att det finns flera diffusa källor som vid olika tillfällen bidrar till de observerade haltökningarna. 7 Enligt Länsstyrelsen i Stockholms län (2011) klarar inte ett enda av Sveriges vatten som innehåller fisk kravet för god kemisk status på grund av kvicksilver. Samtliga ytvattenförekomster har därför klassificerats till uppnår ej god kemisk status. 8 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. 9 Observera att figurerna har olika skalor. 2014-06-27 Sida 29 (73)

Figur 27. Tidsutvecklingen av totalkvicksilverhalter under perioden 1995-2013. Till vänster medelvärden samt max- och minvärden 1996-2009. Från och med 2007-07-31 är provtagning utförd vid station TV istället för station T. Figur 28. Vattnets halter av totalkvicksilver relaterad till partikelkoncentration under perioden 1999-2013. Till vänster medelvärden samt max- och minvärden 1999-2013. Från och med 2007-07-31 är provtagning utförd vid station TV istället för station T. Partikelkoncentration baserad på fältmätning av turbiditet. 2014-06-27 Sida 30 (73)

Figur 29. Rumslig fördelningen av totalkvicksilverhalter i ytvatten 1995-2013, uppdelat årsvis. Figur 30. Rumslig fördelningen av totalkvicksilverhalter i bottenvatten 1995-2013, uppdelat årsvis. Observera att halterna i T/TV:Y och U/M:Y är desamma som i Figur 29 (ytvatten). 2014-06-27 Sida 31 (73)

Figur 31. Halter av totalkvicksilver i Turingeån 1995-2013. Figur 32. Halter av totalkvicksilver vid utvalda tillfällen och platser utmed Turingeån 2003-2011. De bruna formerna visar utbredningen av och den uppskattade mängden kvicksilver som finns kvar i och omkring ån vid respektive plats. 2014-06-27 Sida 32 (73)

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 syrefattig grundvattenutströmning) eller genom diffusion från förorenade sediment i litoralen. De högsta halterna av metylkvicksilver finns i Turingens och Lilla Turingens bottenvatten och de lägsta i Mälaren (Figur 33). MeHg-halterna är dock betydligt lägre under senare år än vad de var tidigare. Figur 34 och Figur 35 belyser den tidsmässiga och rumsliga spridningen av de uppmätta metylkvicksilverhalterna i yt- respektive bottenvatten 10,11. Sett över hela tidsperioden 1995-2013 märks dels en viss rumslig gradient i totalhalterna i ytvatten från Turingeån genom sjösystemet till Mälaren, dels en tydlig rumslig gradient i bottenvatten. Däremot är det endast i bottenvattnet som det syns någon nedåtgående trend från år till år. Andelen totalkvicksilver i vattnet som utgörs av metylkvicksilver är oftast under 30 % (Figur 36). De specialundersökningar som gjordes under 2009-2010 har bland annat visat att det under vissa förhållanden sker en betydande metylering av det kvicksilver som tillförs vattenmassan, antingen via tillrinning eller genom läckage från sediment. Dessa undersökningar har omfattat betydligt mer data än vad som har varit tillgänglig under själva kontrollprogrammet. Det verkar finnas ett visst samband mellan andelen metylkvicksilver i Turingeån och i sjöarna (Figur 36). Regnell (2011) menade dock att inflödet av MeHg med Turingeån inte kunde förklara variationen i mängden MeHg i Turingens vattenmassa men att MeHg i Turingeåns vatten ändå hade en signifikant effekt på mängden biotillgängligt MeHg i Turingens ytvatten under sommarperioden. 10 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. 11 Observera att figurerna har olika skalor. 2014-06-27 Sida 33 (73)

Figur 33. Tidsutvecklingen av metylkvicksilverhalter under perioden 1995-2013. Till vänster medelvärden samt max- och minvärden 1996-2009. Från och med 2007-07-31 är provtagning utförd vid station TV istället för station T. Figur 34. Fördelningen av metylkvicksilverhalter i ytvatten 1995-2013, uppdelat årsvis. 2014-06-27 Sida 34 (73)

Figur 35. Fördelningen av metylkvicksilverhalter i bottenvatten 1995-2013, uppdelat årsvis. Observera att halterna i T/TV:Y och U/M:Y är desamma som i Figur 34 (ytvatten). Figur 36. Kvoten mellan halten av metylkvicksilver och totalkvicksilver i ofiltrerade vattenprov under perioden 1995-2013. Till vänster medelvärden samt max- och minvärden 1996-2009. Från och med 2007-07-31 är provtagning utförd vid station TV istället för station T. 2014-06-27 Sida 35 (73)

Sediment: fallande sediment Fallande sediment provtogs fram till 2011 med början i vissa punkter redan 1994. Sedimentationen (Figur 37) har en säsongsbetonad variation i tiden. 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 ökade sedimentationen något under några år i station SN och C, men stannade på en betydligt lägre nivå än innan efterbehandlingsåtgärderna. Sedan 2007 avtog sedimentation återigen i långsam takt. I Turingen och Lilla Turingen har den organiska andelen av fallande sediment (mätt som glödgningsförlust) haft en annorlunda säsongsmässig variation än i Mälaren (Figur 38). Glödgningsförlusten har också varit något högre i Lilla Turingen och i Sundsörsviken i Mälaren än i Turingen och längre ut i Mälaren. Detta visar att fallande sediment i Turingen åtminstone delvis hade en annan sammansättning (t.ex. med inslag av fina mineralpartiklar) än sedimenten i de andra stationerna. Det märks inte i Figur 38 om glödgningsförlusten i Turingen mer än tillfälligtvis (2002-2003) påverkades av efterbehandlingsarbetena. Eftersom aluminiumhalterna i fallande sediment (Figur 39) låg relativt konstant på ca 40 000 mg/kg TS (30 000 mg/kg TS i Mälaren) 12 har dessa använts för att undersöka variationerna i glödgningsförlusten (Figur 40). 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 exempelvis högre halter av kväve och fosfor i ytvatten och inte var en effekt av efterbehandlingsarbetena. Andelen organiska partiklar sjönk sedan tillbaka något under perioden 2008-2011 i nästan alla stationer. Halterna av ph4-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 41). Under 2004 sjönk värdena för att sedan öka fram till 2006. Därefter sjönk halterna återigen i alla stationer, trots en tillfällig ökning 2007 i södra Turingen (station SN). Men 2011 var halterna av ph4-aluminium i fallande sediment fortfarande förhöjda med en faktor 3 till 4 jämfört med bakgrundshalterna (dvs. halterna som uppmättes innan 2002), och utgjorde ca 2-3 % av den totala aluminiumhalten. Dessa resultat indikerar att det fram till åtminstone 2011 pågick en eller flera processer som orsakade att det konstgjorda sedimentet frigjordes/resuspenderades från läggningsområdet i Turingen och spreds till Lilla Turingen och även till Mälaren. Järn- och manganhalterna i fallande sediment (Figur 42 respektive Figur 43) har varit relativt oförändrade i de olika bassängerna sett över hela projekttiden. Halterna av dessa ämnen uppvisade dock en tydlig säsongsvariation som samvarierar relativt väl i de olika stationerna (Figur 44 respektive Figur 45). Under sommarskiktningen var järnhalterna oftast högre i de djupa sedimentfällorna, vilket också återspeglades i totalhalterna av denna metall i vatten (Figur 17). Manganhalterna i Turingens och Lilla Turingens ytliga sedimentfällor uppvisade vid flera tillfällen stora svängningar vilka i regel sammanföll med sjöns höstomblandning. Sådana förändringar är normala för eutrofa sjöar (Sternbeck, 2014). Kvicksilverhalterna i fallande sediment i Turingen (station SN och C) minskades kraftigt till följd av efterbehandlingsarbetena, först år 2000 (åtgärderna i mynningsområdet) och sedan 2002-2003 (utläggning av konstgjort sediment) (Figur 46). Hg-halterna i Turingen ökade något under 2004-2005 och stabiliserade sedan dock med vissa årstidsvariationer på ett snittvärde strax under 1 mg/kg TS. Sett över hela perioden uppvisade Hg-halterna i fallande sediment en 12 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. 2014-06-27 Sida 36 (73)

avtagande trend i såväl Turingen som i Lilla Turingen. Det finns dock enstaka mätvärden som av oförklarlig anledning avvek från den långsiktiga trenden, till exempel i slutet av 2009 i Lilla Turingen och under 1997 i Mälaren. Den beräknade kvicksilverbelastningen från fallande sediment normaliserat för mängd organiskt material och sedimentationshastighet visade att sediment med organiskt bunden kvicksilver åter resuspenderas i Turingen (Figur 47). Figur 48 visar att detta sker främst men inte uteslutande under höstperioder. Figur 37. Flöde av fallande sediment i Turingeåsystemet under perioden 1994-2011. De horisontella linjerna representerar fällornas exponeringstid. 2014-06-27 Sida 37 (73)

Figur 38. Glödgningsförlust (andel organiskt material) hos fallande sediment under perioden 1994-2011. De horisontella linjerna representerar fällornas exponeringstid. Figur 39. Aluminium i fallande sediment under perioden 1994-2011. De horisontella linjerna representerar fällornas exponeringstid. 2014-06-27 Sida 38 (73)

Figur 40. Andel organiskt material relativt aluminiumhalt i fallande sediment under perioden 1994-2011. De horisontella linjerna representerar fällornas exponeringstid. Figur 41. Aluminium lakbar vid ph-4 i fallande sediment under perioden 1994-2011. De horisontella linjerna representerar fällornas exponeringstid. Obs logaritmisk skala. 2014-06-27 Sida 39 (73)

Figur 42. Järnhalterna i fallande sediment under perioden 1994-2011. De horisontella linjerna representerar fällornas exponeringstid. Figur 43. Manganhalterna i fallande sediment under perioden 1994-2011. De horisontella linjerna representerar fällornas exponeringstid. 2014-06-27 Sida 40 (73)