MAI 2014 RENE LISTERFJORDER TILTAKSRETTEDE UNDERSØKELSER GRISEFJORDEN

Transkript

1 MAI 2014 RENE LISTERFJORDER TILTAKSRETTEDE UNDERSØKELSER GRISEFJORDEN

2 MAI 2014 RENE LISTERFJORDER ADRESSE COWI AS Haugåsstubben Stavanger TLF WWW cowi.no TILTAKSRETTEDE UNDERSØKELSER GRISEFJORDEN OPPDRAGSNR. A DOKUMENTNR. 002 VERSJON 1 UTGIVELSESDATO UTARBEIDET Agnes Haker, Silje Nag Ulla og Arve Misund KONTROLLERT Oddmund Soldal GODKJENT Arve Misund

3 3 INNHOLD 1 Innledning 6 2 Bakgrunn 7 3 Gjennomførte tiltaksrettede undersøkelser Feltarbeid og prøvetaking Analyser 13 4 Resultater måleprogram Sedimentprøver Biota Passive prøvetakere Oksygenmålinger AVS/SEM 28 5 Risikovurdering Trinn 1 risikovurdering Trinn 2 og 3 risikovurdering 31 6 Referanser 37 Vedlegg Vedlegg A Analysedata Vedlegg B Risikovurdering A1 B1

4 4 Sammendrag Prosjektet Rene Listerfjorder har engasjert COWI AS for å gjøre supplerende undersøkelser, risikovurderinger og tiltaksvurderinger av forurensede sedimenter i Tjørsvågbukta/Lafjorden, Grisefjorden og Loga kanalen. Denne rapporten beskriver de supplerende undersøkelsene og risikovurderingen for Grisefjorden. Risikovurderingene baserer seg på nye undersøkelser fra 2013, samt tidligere undersøkelser fra På grunn av den lave vannutskiftningen i Grisefjorden er det så lite oksygen i vannet dypere enn 12 m at fisk og vannlevende organiser ikke kan oppholde seg der. I anoksisk vann vil også tungmetaller i sedimentene være sterkt bundet til sulfider. Eksponering, opptak i og spredning av miljøgifter pga. bunndyr og fisk i disse områdene antas derfor å være svært begrenset. Det antas også å være begrenset spredning av forurensede partikler på grunn av oppvirvling ved skipstrafikk i områder dypere enn 12 m. På bakgrunn av dette er det gjort nye undersøkelser i 2013 med fokus på områder grunnere enn 12 m. Følgende undersøkelser er utført i Grisefjorden i 2013: Kjemiske analyser av miljøgifter i sediment iht. TA 2802/2011 (5 stk) Kjemiske analyser av sulfidinnhold i sedimentet (AVS/SEM) (1 stk) Feltmålinger av redoksforhold i sedimentet (1 stk) Feltmålinger av oksygen i vannsøylen (2 stk) Kjemiske analyser av miljøgifter i vannsøylen ved bruk av passive prøvetakere (3 stk) Kjemiske analyser av miljøgifter i blåskjell (1 stk), torskefilet (2 stk) og torskelever (2 stk) Det er gjort tre uavhengige risikovurderinger med hensyn på risiko for spredning av miljøgifter, risiko for human helse og risiko for økosystemet og en samlet vurdering. Risikovurderingen er gjort i henhold til Miljødirektoratets veileder TA 2802/2011. Tiltaksvurderinger for Grisefjorden er gitt i egen rapport. Sedimentdata fra 2013 viser at forurensningen i strandsonen i Grisefjorden er dominert av krom, kobber, PAH, PCB og TBT. Forurensningen varierer fra sted til sted og er trolig sterkt påvirket av lokale kilder. Forurensningen ved Drangeid (stasjon 77), som ligger nærmest Aarenes Lærfabrikk AS, og ved Indre Austadvika (stasjon 80), nærmest den gamle avfallsfyllingen, er betydelig større enn i andre stasjoner. I stasjon 77 ( mg/kg ts) er påvist konsentrasjon av krom nær grenseverdien for farlig avfall på mg/kg. Konsentrasjonen i stasjon 8 (> 12 m dyp) ca. 150 m sør for stasjon 77 er tilsvarende høy ( mg/kg ts). I stasjon 77 er det også påvist en "hotspot" med hensyn på PCB (1,46 mg/kg ts). De viktigste parameterne med hensyn på risiko i området på bakgrunn av risikovurderingen og tilleggsundersøkelser er:

5 5 Sammendrag forts. Økologisk risiko: PAH og TBT (kobber anses å være sterkt bundet til sulfid) Helse: Kvikksølv, PAH, PCB og TBT (bly anses å være sterkt bundet til sulfid) Spredning: Kobber, PCB (påvist i blåskjell) og PAH Resultatene for risikovurderingen viser at området ikke kan friskmeldes iht. TA- 2802/2011. Påvist forurensning er også i konflikt med miljømålene for Flekkefjord. Dette medfører at det må gjøres en tiltaksvurdering for området.

6 6 1 Innledning I 2011 gjennomførte COWI en detaljert kartlegging av miljøskadelige stoffer i sediment i fjordbassengene rundt Flekkefjord (se figur 1): Lafjorden, Tjørsvågbukta, Grisefjorden og Loja/Loga kanalen. Resultatene og en Trinn 1 risikovurdering er beskrevet i egen rapport /1/. Etter dette ble det utarbeidet en utvidet Trinn 2 og 3 risikovurdering på grunnlag av stedsspesifikke parametere og en tiltaksvurdering for hvert delområde /2/. Det ble konkludert med at det er behov for tiltak i 4 områder i Tjørsvågbukta og dette ble utdypet med en mulighetsstudie av alternative tiltak og kostnadsvurderinger /2/. Både for Loga kanalen og Grisefjorden ble det konkludert at det var behov for ytterligere sedimentundersøkelser for å få et bedre grunnlag for tiltaksvurdering. Sterke anoksiske forhold på > 12 m vanndyp i Grisefjorden fører til at forurensningen i liten grad sprer seg. Det er mer uklart hvordan miljøtilstanden er i strandsonen på < 12 m dyp og det ble derfor foreslått å gjøre supplerende undersøkelser i dette området. For å gjøre en nærmere avklaring av behov for tiltak og egnete tiltaksalternativer for hvert område fikk COWI i 2013 i oppdrag av Rene Listerfjorder å gjennomføre tiltaksrettede undersøkelser i Tjørsvågbukta, Grisefjorden og Loga kanalen. Det er bl.a. tatt flere sedimentprøver for kjemisk analyse, sediment for sulfidanalyse, for helsedimenttest og for toksisitetstest. I tillegg ble det tatt blåskjell- og fiskeprøver, og det ble også forsøkt å ta bunndyrprøver til analyse. Både i Tjørsvågbukta og Grisefjorden er oksygeninnholdet i vannsøylen målt for å kontrollere om det skjer naturlige endringer over tid. Resultatene fra kartleggingen gir et mer detaljert og stedsspesifikt grunnlag for risiko- og tiltaksvurderinger for hvert delområde. I denne rapporten presenteres de tiltaksrettede undersøkelser i Grisefjorden og en risiko- og tiltaksvurdering for den oksygenrike strandsonen på < 12 m dyp. Det vises til rapportene "Flekkefjord - Miljøundersøkelse i fjordene og Trinn 1 risikovurdering 2011" /1/ og "Flekkefjord Trinn 2 og 3 risiko- og tiltaksvurdering for sjøsedimenter" /2/, for utdypende informasjon som ligger til grunn for denne rapporten. Rene Listerfjorder v/terje Aamot har koordinert arbeidet med miljøundersøkelsen i Flekkefjord. Rene Listerfjorder er et samarbeidsprosjekt mellom Kvinesdal-, Farsund- og Flekkefjord kommune, Fylkesmannen i Vest-Agder sin miljøvernavdeling og Miljødirektoratet om kartlegging og opprydding i forurenset sjøsedimenter.

7 7 Figur 1 Oversiktskart over fjordbassengene ved Flekkefjord. 2 Bakgrunn Grisefjorden er Flekkefjords indre fjordbasseng (se figur 2). Som et resultat av dårlig vannutskiftning (terskelfjord) i kombinasjon med langvarig overgjødsling og utslipp av miljøskadelige stoffer er sjøbunnen forurenset og det er lite oksygen på mer enn 12 m dyp. De viktigste utslippskilder har vært kommunalt avløp, sigevann fra flere deponier, utfyllinger med garveriavfall og industriell utslipp fra bl.a. garveri og mekanisk verksted. Grisefjorden er spesielt forurenset med krom og PAH-forbindelser, og i noe mindre grad med bly, kobber, kvikksølv og TBT. I 2011 ble det også tatt kjerneprøver i Grisefjorden, som viser at det har vært lite bedring å spore i topplaget sammenlignet med dypere lag. En toksisitet- og helsedimenttest av sedimentet tatt i 2011 viser at sedimentet og porevannet er svært toksisk (giftig). Det er heller ikke observert liv i vannmassene på > m dyp. COWI har tidligere utarbeidet en Trinn 2 risikovurdering, samt en Trinn 3 risikovurdering der forskjellige stedsspesifikke faktorer ble tatt med i betraktningen (f.eks. porevannsanalyse, anoksiske forhold, osv.). Hovedkonklusjonene var at, til tross for sterk forurensning er risiko for spredning av forurensning fra bassenget forholdsvis lav. Dette skyldes den anoksiske tilstanden i vannet på grunn av dårlig vannutskiftning. Da det trolig ikke finnes bunnlevende dyr > 12 m dyp (ikke påvist i tidligere undersøkelser) er det heller ingen fare for spredning gjennom opptak i marine organismer og biodiffusjon. Også risiko mht. human helse er forholdsvis lav da det er kostholdsråd og ingen konsum

8 8 av stedbunden fisk fra Grisefjorden. Både forurensningstilstanden og de anoksiske forhold har dog en tydelig negativ effekt på økosystemet. Risikovurderingen utført i 2011 var basert på sedimentprøver som var tatt på vanndyp > 12 m. Det ble derfor anbefalt å gjøre nærmere undersøkelser av miljøtilstanden i sediment og organismer i den mer oksygenrike strandsonen på < 12 m dyp. Dette vil gi et bedre grunnlag for en realistisk risiko- og tiltaksvurdering i forhold til human eksponering. I tillegg ble det anbefalt å overvåke oksygeninnholdet i vannsøylen for å kontrollere om det over tid skjer naturlige endringer på grunn av mindre tilførsel av næringsstoffer. Figur 2 Et oversiktskart over Grisefjorden. Blå piler indikerer vanntilførsel (ref: kart.kystverket.no).

9 9 3 Gjennomførte tiltaksrettede undersøkelser 3.1 Feltarbeid og prøvetaking Prøveinnsamling i 2013 ble stort sett gjennomført 14., 15. og 16. mai. Sedimentprøvene ble tatt fra båt ved bruk av Van Veen grabb. I hvert prøvepunkt er det tatt minst 3 underprøver som ble blandet sammen for å øke prøvens representativitet. Prøvene representerer de øverste 2 cm av sedimentlaget, eller de øverste 5 cm der sedimentet er veldig bløt. Det var ikke alltid praktisk mulig å få opp nok sedimentmateriale i prøvepunktene som var planlagt på forhånd, og da ble prøvepunktet flyttet til et nærliggende hensiktsmessig sted. I Grisefjorden er strandsonen ofte bratt med bart fjell, slik at det ofte ikke finnes sediment på < 12 m dyp. Spesielt gjelder dette på vestsiden av fjorden, og derfor ligger de fleste stasjonene på østsiden. I Grisefjorden er det tatt sedimentprøver på 5 nye stasjoner, alle i strandsonen med gjennomsnittlig prøvedyp på maks. 9 m. Til tross for at dette burde være i den oksiske sonen i vannsøylen, var det sulfidlukt i alle prøvene. Bilder av sedimentet fra stasjonene er vist i bilde 1 til 5. Ved stasjon 80 i indre Austadvika er det innhentet ekstra sediment for AVS/SEM analyse (tabell 1). Denne prøven ble tatt på 14 m dyp og er derfor i overgangen til den anoksiske sonen. Det ble målt redoksforhold i sedimentprøven for å kunne vurdere hvor i sedimentsjiktet prøven skulle tas (se bilde 6). Tabell 1 Resultater fra feltmålinger av redokspotensial målt ved 3 cm dyp i sedimentet stasjon Sted dyp (m) ph Eh (mv) T ( C) Kommentar S67 Loga 4,5 7, svart mudder noe døde skjell S80 Grisefjorden 14 9, svart mudder S93 Simek sør 12 8, fast mudder gråbrun sandbunn S81 Slippen 6 8, fast mudder gråbrun sandbunn S90 Tjørsvågbukta 12 8, svart mudder Redokspotensialet ved stasjon 80 i indre Austadvika er meget lavt og det laveste som er målt i Flekkefjord ved disse undersøkelsene. Årsaken kan delvis være at prøven er tatt i overgangen til den anoksiske sonen. Målingen bekrefter at forholdene i sedimentet er meget reduserende/lite oksygen til stede. Bilde 1. Stasjon 76 Bilde 2. Stasjon 77

10 10 Bilde 3. Stasjon 78 Bilde 4. Stasjon 79 Bilde 5. Stasjon 80 Bilde 6. Redoksmålinger ved stasjon 80. Det ble ikke observert marint liv i sedimentet så det var ikke mulig å samle inn bunndyr til en prøve. Det ble imidlertid samlet inn blåskjell fra 1 m dyp i strandkanten ved stasjon 80 (se bilde 7). Prøven besto av ca. 30 stykk 8-9 cm store blåskjell. En lokal fisker har fanget torsk ved 2 lokaliteter i Grisefjorden (nord og sør). Torsken ble fanget i de øvre vannmassene (< 12 m dyp). Fra hver lokalitet er det laget en blandprøve av filet og lever av torskene som var fanget på stedet og prøvene ble sendt inn til analyse (se bilde 8). Bilde 7. Blåskjellprøve ved stasjon 80. Bilde 8. Torsk fanget i sørlige del av Grisefjorden. Oksygen, temperatur og salinitet i vannsøylen er målt på de 2 dypeste steder i Grisefjorden. Det ble brukt et YSI 600 OMS måleinstrument.

11 11 I tillegg ble det satt ut 3 passive prøvetakere over en periode på 3 uker (fra 4. til 25. juni) for å få måle kvaliteten i sjøvannet ca. 0,5 m over bunnen. De absorberer sjøvann tilsvarende et analysevolum på ca. 200 liter. Oppsett for passiv prøvetaker med DGT for metaller (egne for Hg og As) og SMPD for organiske miljøgifter og MeHg er vist på bilde 9. Bilde 9. Passiv prøvetaker. Kartet i figur 3 viser en oversikt over alle prøvelokalitetene i 2013 og de gamle prøvepunktene fra Generell informasjon om prøve- og målestasjonene fra de tiltaksrettede undersøkelser er sammenfattet i tabell 2. Tabell 2 Oversikt over prøvelokaliteter og feltobservasjoner ved prøve- og målestasjonene fra 2013.

12 12 Figur 3 Oversiktskart over prøvelokaliteter i Grisefjorden.

13 Analyser Alle prøvene er analysert ved det akkrediterte laboratoriet ALS Laboratory Group Norway AS. Sedimentprøvene ble iht. veileder TA-2802/2011 analysert for tungmetaller, PAH-forbindelser, klorerte organiske forbindelser (PCB kongener), TBT, TOC (totalt organisk innhold), vanninnhold og kornfordeling mht. silt (< 63 µm) og leire (< 2 µm). Blåskjell og torskefilet er analysert for organiske miljøgifter og tungmetaller. Bestemmelse av AVS/SEM (Acid Volatile Sulfide/Semi-Extractable Metals) Sulfid i sedimentet frigjøres som H 2 S-gass ved behandling med syre (acid volatile sulphides =AVS) og kan bestemmes spektrofotometrisk. I det samme syre-ekstraktet som brukes for å drive ut H 2 S kan også utvalgte metallkationer bestemmes (simultanously extracted metals = SEM). Denne bestemmelsen gjøres for å kunne sammenligne mengden metaller (SEM molbasert) med mengden sulfid (AVS molbasert). Dersom det er høyere konsentrasjon av AVS enn SEM (AVS/SEM >1) betyr det at det er nok sulfid til å binde de fleste tungmetallene og at tilgjengeligheten av disse og dermed miljørisikoen er lav. Dersom AVS/SEM < 1, er det ikke sikkert at hele metallmengden bindes av sulfider og tungmetallene kan dermed være mer tilgjengelige. Kombinert med høye konsentrasjoner kan det bety større miljørisiko. US EPA (2005) beskriver hvordan risikovurdering kan gjøres blant annet basert på målte AVS SEM verdier. For at analysen av AVS/SEM skal være representative for situasjonen i sedimentet er det viktig at prøvene ikke utsettes for oksygen slik at sulfider oksideres og AVS endres. Ved prøvetaking må derfor prøvene fylle hele prøveglasset, pakkes lufttett og oppbevares kjølig inntil de kan analyseres. AVS/SEM bestemmelsen bør gjøres så raskt som mulig og senest 2 uker etter prøvetaking. AVS/SEM analyseres ved ALS laboratoriet i Vancouver. Måleusikkerheten ligger vanligvis mellom % pr element (basert på 2*RSD, dvs. et konfidensintervall på ca. 95 %). Beskrivelse av analyse ved passive prøvetakere Passive prøvetakere som SPMD (Semipermeable membraner) og DGT (Diffusive Gradients in Thin Films) brukes til å prøveta den biotilgjengelige/frittløste andelen av henholdsvis hydrofobe organiske forbindelser og metaller i vann. Passiv prøvetaking gir informasjon om innholdet av miljøgifter, som er løst i vann over lengre tid, mens analyser av vannprøver kun gir et øyeblikksbilde av miljøgiftsinnholdet. Ved å bruke passive prøvetakere er det mulig å måle miljøgiftene selv ved meget lave konsentrasjoner ettersom miljøgiftene oppkonsentreres i de passive prøvetakerne. Organiske miljøgifter måles med en SPMD, som består av en tynn slange av polyetylen som er fylt med et lipid/fettforbindelse (triolein). Prøvetakerne tar opp fettløselige organiske miljøgifter som er løst i vann (ikke partikkelbundet) ved at den løste fraksjonen diffunderer gjennom plastmembranen og akkumuleres i fettet.

14 14 Metaller måles med DGTer. som er basert på prinsippet om at metallioner og svakt bundete metallkomplekser diffunderer gjennom en gel av kjent tykkelse og akkumuleres i et ionebytteateriale (Chelex) i løpet av måleperioden. I denne undersøkelsen er det brukt egen DGT for bestemmelse av kvikksølv, en for arsen og en for øvrige metaller.

15 15 4 Resultater måleprogram Sedimentprøver Tabell 3 viser analyseresultatene for sedimentprøvene tatt i Grisefjorden i Resultatene er farget etter tilstandsklasser som definert i veileder TA-2229/2007 /3/ (se tabell 4). Fullstendige analyserapporter foreligger i vedlegg A. Stasjon 7 fra undersøkelsen i 2011 er også inkludert i tabellen, da denne prøven også er tatt grunnere enn 12 m i den oksygenrike delen av Grisefjorden. Kart som analyseresultater for bly, kobber, krom, kvikksølv, PAH, PCB og TBT klassifisert med fargekoder ut i fra tilstandsklasser iht. TA2229/2007 er vist i figur 4 til figur 7. Tabell 3 Analyseresultater for sedimentprøver fra Grisefjorden farget etter tilstandsklasser Stasjon Prøvetakingsår Dybde (m) 5,4 9 5,7 6, Tørrstoff (%) 19,6 16,9 37,6 29,8 29,9 10,3 Kornstørrelse <63 µm (%) 56,5 63, ,6 87,4 Kornstørrelse <2 µm (%) 0,7 1,5 0,4 0,5 1,7 4,4 TOC (totalt organisk karbon) (% TS) 11,2 7,17 5,28 7,42 7,19 9,26 Tungmetaller Arsen, As mg/kg TS Bly, Pb mg/kg TS Kobber, Cu mg/kg TS Krom, Cr mg/kg TS Kadmium, Cd mg/kg TS 1,7 3,11 0,28 0,34 1,78 3,8 Nikkel, Ni mg/kg TS Sink, Zn mg/kg TS Kvikksølv, Hg mg/kg TS <0.20 <0.20 <0.20 <0.20 0,59 0,67 PAH forbindelser Naftalen µg/kg TS < Acenaftylen µg/kg TS <10 <10 <10 < Acenaften µg/kg TS < <10 16 <10 Fluoren µg/kg TS Fenantren µg/kg TS Antracen µg/kg TS Fluoranten µg/kg TS Pyren µg/kg TS Benso(a)antracen µg/kg TS Krysen µg/kg TS Benso(b)fluoranten µg/kg TS Benso(k)fluoranten µg/kg TS Benso(a)pyren µg/kg TS Dibenso(ah)antracen µg/kg TS Benso(ghi)perylen µg/kg TS Indeno(123cd)pyren µg/kg TS Sum PAH 16 µg/kg TS Sum PAH carcinogene µg/kg TS Andre stoffer Sum PCB 7 µg/kg TS 6, ,37 9,1 28,9 38 Tributyltinnkation (TBT) µg/kg TS 5,57 55,6 19, ,5 142

16 16 Tabell 4 Tilstandsklasser for sediment Tilstandsklasse I Bakgrunn II God III Moderat IV Dårlig V Svært dårlig

17 17 Figur 4 Resultater for krom (t.v.) og kvikksølv (t.h.) i sedimentprøver fra Grisefjorden klassifisert iht. tilstandsklasser for forurenset sediment (TA2229/2007) Figur 5 Resultater for bly i sedimentprøver fra Grisefjorden klassifisert iht. tilstandsklasser for forurenset sediment (TA2229/2007)

18 18 Figur 6 Resultater for PAH (t.v.) og PCB (t.h.) i sedimentprøver fra Grisefjorden klassifisert iht. tilstandsklasser for forurenset sediment (TA2229/2007) Figur 7 Resultater for PAH (t.v.) og PCB (t.h.) i sedimentprøver fra Grisefjorden klassifisert iht. tilstandsklasser for forurenset sediment (TA2229/2007)

19 19 Ved alle 5 stasjoner ble det påvist Sum PAH 16 i klasse 3. For alle andre stoff er det store variasjoner mellom stasjonene. Generelt er sedimentet mest forurenset ved stasjon 77 (Drangeid), etterfulgt av stasjon 80 (Indre Austadvika). Krom, for eksempel, er i klasse 3 ved 4 stasjoner, men betydelig høyere og i klasse 4 ved stasjon 77, som ligger nærmest Aarenes Lærfabrikk AS. Metallene kobber, bly og kvikksølv synes å variere noe likt mellom stasjonene. De høyeste konsentrasjoner (i klasse 4 og 5) er funnet ved stasjon 77 (Drangeid) og stasjon 80 (Austadvika). I forhold til de andre stasjonene er PCB 7 funnet i betydelig høyere konsentrasjoner (klasse 4) ved stasjon 77 (Drangeid). TBT er påvist i klasse 3 eller 4 ved alle stasjoner og er også høyest ved stasjon 77. Resultatene for 2013 (< 12 m dyp) er generelt sett ganske like resultatene for prøvene som ble tatt i 2011 (> 12 m dyp). Variasjoner i forurensningstilstand mht. metaller er noe større for 2013 stasjonene, mens variasjoner mht. PAH og TBT er større i 2011 stasjonene. I 2011 ble det i noen dypere stasjoner påvist kvikksølv i klasse 4, mens det i strandsonen i 2013 ikke er påvist kvikksølv over klasse 2. For å kunne vurdere risiko knyttet til PAHer i sediment har amerikanske Environmental Protection Agency (USEPA) gjort et utvalg av 18 prioriterte ikke-alkylerte PAHer og 16 alkylerte-paher, kalt EPA-34 /15/. Dette er et utvidet utvalg sammenlignet med de 16 ikke-alkylerte PAHer, EPA-16, som det vanligvis undersøkes for i Norge. USEPA har utviklet en metode for å vurdere miljørisiko knyttet til EPA-34 PAHene ("Equilibrium Sediment Benchmark" (ESB). Metoden beregner risiko for organismer i vann/sediment på bakgrunn av konsentrasjonen av fritt-løst PAH i likevekt med sediment. Miljørisiko oppgis i toksisitetsenheter (TU). En total TU på 1,0 eller høyere antyder at det er en høy risiko for negativ effekt i bentisk miljø (mindre enn 20 % overlevelse av bentisk fauna) på grunn av PAH-forgiftning. Jo mer TU i porevannet overskrider 1,0, desto større sannsynlighet er det for negativ effekt. Arp et. al /16/ har utarbeidet en metode for å estimere TU for EPA-34 når bare EPA-16 bli målt. Metoden er beskrevet i Arp et. al /16/ og vist under. Toksisitetsenheter fra PAH i porevann er beregnet for samtlige stasjoner ved Loga ved bruk av denne metoden og vist i tabell 5. C sed, pyrene ( µg / g) log C pw,epa 34 (TU) = 1.09 log ftoc K TOC FCV 0.57 log W EPA (4.1) C pw,epa 34 (TU) C sed, pyrene F TOC K TOC FCV W EPA 16 beregnet toksisitet av porevann i toksisitetsenheter konsentrasjon av PAHen pyren i sedimentet fraksjon organisk karbon i sedimentet fordelingskoeffisienten mellom pyren og organisk karbon "Final chronic value" forvitringsindeks (se under) W EPA-16 er en "forvitringsindeks", som beskriver hvor mye PAH-forbindelser med to eller tre ringer (som er mest biotilgjengelig) som er desorbert i forhold til tunge PAHforbindelser, som har 4 6 ringer.

20 20 W EPA-16 = C sed (4-6 ring PAH)/ C sed (2-3 ring PAH) (4.2) En generell trend fra beregning av toksisitet knyttet til PAH i porevann, er at jo større W EPA-16 er, desto mindre er biotilgjengeligheten og toksisiteten. Tabell 5 Beregning av porevannets toksisitet mhp PAH på vann/sedimentlevende organismer. TU >1 vurderes å kunne gi toksiske effekter Stasjon TOC % TS 9,3 14 8, ,3 1,7 7,4 8,4 3,0 11,2 7,2 5,3 7,4 7,2 Sum PAH 16 mg/kg TS 7,0 0,88 1,5 2,7 3,0 33 0,13 7,7 7,4 0,29 3,2 2,9 4,7 3,6 4,3 Csed pyren µg/kg TS ftoc 0,093 0,14 0,081 0,11 0,11 0,083 0,017 0,074 0,084 0,030 0,11 0,072 0,053 0,074 0,072 Sum 2-3 ring mg/kg TS 1,1 0,46 0,23 0,48 0, ,014 1,9 1,9 0,071 0,64 0,66 1,1 0,92 0,83 Sum 4-6 ring mg/kg TS 5,9 0,42 1,3 2,2 2,4 22 0,11 5,8 5,5 0,22 2,6 2,2 3,6 2,6 3,5 Wepa-16 5,3 0,92 5,6 4,6 4,1 2,0 7,9 3,1 2,9 3,0 4,0 3,3 3,4 2,9 4,2 log Cpw epa-34 log TU -0,61-1,3-1,2-1,0-0,93 0,43-1,7-0,26-0,30-1,4-0,99-0,77-0,41-0,57-0,65 Cpw Epa-34 TU 0,25 0,045 0,068 0,092 0,12 2,7 0,021 0,54 0,50 0,043 0,10 0,17 0,39 0,27 0,23 Resultatene indikerer lav miljørisiko mhp PAH i porevann for alle stasjonene med unntak av stasjon 18. Denne stasjonen ligger nedstrøms Aarenes og utløpet fra Selura og har en høy konsentrasjon av PAH. Stasjonen ligger imidlertid i den anoksiske delen av Grisefjorden hvor det ikke er liv, og vil derfor heller ikke utgjøre noen risiko for vann- /sedimentlevende organismer. 4.2 Biota De viktigste analyseresultatene for blåskjellprøven og torskefiletprøvene er vist i tabell 4. Resultatene er farget etter tilstandsklasser definert for biota på tørrvekts- eller våtvektsbasis som definert i veileder TA-1467/1997 /4/. Metaller i filet og lever er omregnet til våtvektsbasis på bakgrunn av tørrstoffinnhold for å kunne klassifisere i henhold til tilstandsklasser Blåskjell Blåskjell fester seg til hardbunn i fjæra og er derfor en god lokal indikator på forurensning. Blåskjell lever av å filtrere vannet for fine næringspartikler og planteplankton. Dette gjør at blåskjellet speiler den belastningen av miljøgifter som har vært i vannmassene på et gitt sted i løpet av blåskjellets levetid (miljøstatus.no). Iht. gyter blåskjell i Norge i perioden april-juni og når sjøtemperaturen passerer ca. 10 C. Gytetidspunktet påvirkes imidlertid også av andre faktorer og kan variere mye. Ved gyting kvitter blåskjellet seg med mye fett, som er den delen av blåskjellet som har størst potensial for akkumulering av miljøgifter. Innhold av miljøgifter i blåskjell vil derfor sannsynligvis være høyest rett før gyting og lavest rett etter. Innsamling av blåskjell fra Grisefjorden ble gjort 18. juni ved 1 m dyp. Sjøvannstemperaturen ved 1 m i P2 (Loga) og P13 (Tjørsvågbukta) i tidsrommet juni ble målt til C. Både tidspunktet blåskjellet er samlet inn på og temperaturen i vannet på prøvetakingstidspunktet tyder derfor på at blåskjellene nylig har gytt og at målingene derfor representerer en minimumsverdi på hva som er i omløp i blåskjell.

21 21 Som vist i tabell 6 er det i blåskjellprøven fra indre Austadvika (stasjon 80) kun arsen, bly og kobber som er noe forhøyet ift. naturlig bakgrunnsnivå. Disse metallene er i klasse 2, 'moderat forurenset'. I 2013 undersøkelsen er det også tatt blåskjellprøver i Tjørsvågbukta. Til sammenligning er metallkonsentrasjoner i blåskjell fra stasjon 80 noe høyere enn tilsvarende konsentrasjoner i blåskjell i Tjørsvåbukta i 2013 der alle konsentrasjoner var i klasse 1. PAH er ikke påvist over deteksjonsgrensen og sum PCB 7 ble kun påvist i klasse 1 i blåskjellprøven fra stasjon 80. Det samme gjelder blåskjellprøvene tatt i Tjørsvågbukta i I blåskjellprøver tatt i 2000 i Tjørsvågbukta ble det imidlertid påvist PAH i klasse 2 /6/. I januar/februar 2011 er det samlet inn blåskjell- og krabbeprøver i Tjørsvågbukta og Lafjorden /7/. I blåskjellprøvene ble det da påvist bly i klasse 2 og Sum PAH 16 i klasse 2. Øvrige metaller var i klasse 1. Tidligere blåskjellprøver er tatt utenom gytesesongen og dette kan være grunnen til at det tidligere er påvist høyere konsentrasjoner av PAH i blåskjell i Tjørsvågbukta og Lafjorden Fisk Som vist i Tabell 6 er det kun kvikksølv som er påvist over bakgrunnsnivå i de to prøvene av filet fra torsk fanget i Grisefjorden. Det er påvist kvikksølv i klasse 2 i torsk som er fanget i nordre del av Grisefjorden, og klasse 3 i torsk fra søndre del av fjorden. Til sammenligning ble det i 2000 /6/ påvist kvikksølv i klasse 2 i filet fra torsk fanget i Tjørsvågbukta og i klasse 1 i torsk fra Lafjorden. Det foreligger i tillegg data fra torsk fanget i Tjørsvågbukta og Lafjorden i 2009/2010 /8/. Da ble det påvist kvikksølvkonsentrasjoner i klasse 2 i torskefilet fra disse områdene: 0,21 mg/kg v.v. i Tjørsvågbukta og 0,17 mg/kg v.v. i Lafjorden. Verdiene påvist i 2013 i torskefilet fra Grisefjorden er høyere. Imidlertid overskrider de ikke EUs øvre grenseverdi for distribusjon av næringsmidler på 0,5 mg/kg kvikksølv per våtvekt. Grenseverdien som har vært brukt for kostholdsråd for gravide/ammende er imidlertid lavere, 0,2 mg/kg kvikksølv per våtvekt. Verdiene i torskefilet fra Grisefjorden overskrider denne grenseverdien. Av resultatene kan man også se at alt kvikksølv foreligger som metylkvikksølv. Det finnes ikke tilstandsklasser for metylkvikksølv i fisk eller blåskjell. WHO/FAO har anslått at tolerabelt ukentlig inntak (TWI) av metylkvikksølv er 1,3 µg per kilo kroppsvekt for voksne (usikkerhetsfaktor på 6,4). Dette tilsvarer et inntak på 91 µg MeHg per uke for en person på 70 kg. Dette ville bety at en voksen person på 70 kg i en uke kan spise inntil ca. 210 g torskefilet fra torsk fanget i søndre del av Grisefjorden uten å overskride grenseverdier av tolerabelt ukentlig inntak. For barn (15 kg) vil den tolerable dosen være ca. 45 g per uke. EFSA beregner gjennomsnittlig inntak av fisk i Norge til 560 g/uke per person (80 g/dag) og for høykonsumenter g/uke per person (275 g/dag). Slike inntak av fisk fra søndre del av Grisefjorden vil for voksne medføre overskridelser av TWI på hhv. 2,7 ganger ved gjennomsnittsinntak og 9,2 ganger for høykonsumenter /9/. Det bemerkes imidlertid at det anses å være lite fiske i Grisefjorden sammenlignet med ellers i Flekkefjord. Det er ikke påvist PAH i fiskefilet. Årsaken til dette er at PAH metaboliseres meget raskt i fisk. Inntak av fiskefilet vil derfor sjelden utgjøre en human risiko mhp. PAH. Også PCB er kun påvist i lave konsentrasjoner i fiskefilet tilsvarende tilstandsklasse I. Til sammenligning er det påvist mer PAH og PCB i fiskelever. PCB i fiskelever tilsvarer tilstandsklasse II i nordlige del av Grisefjorden (gris-inn) og tilstandsklasse III i sørlige del (gris-ytr). Sammenlignet med EU kommisjonens grenser for høyeste innhold av PCB6

22 22 i fiskefilet (75 µg/kg vv) og fiskelever (200 µg/kg vv) i mat /11/er målte konsentrasjoner av PCB6 i torskefilet (1,2 µg/kg vv i nordlige del og 1,5 µg/kg vv i sørlige del) godt under denne grenseverdien, mens målte konsentrasjoner av PCB6 i torskelever(537 µg/kg vv i nordlige del og 1388 µg/kg vv i sørlige del) overskrider grenseverdien med hhv. 2,5 og 7 ganger i nordlige og sørlige del av Grisefjorden. Kobber og sink er også påvist i betydelig høyere konsentrasjoner i fiskelever enn i fiskefilet. Konsentrasjonen av arsen er i samme størrelsesorden for både torskefilet og blåskjell og noe høyere i fiskelever. Ellers er konsentrasjonen av tungmetallene bly, kobber, krom, kadmium, kobolt, mangan, nikkel og sink ganger høyere i blåskjell enn i fiskefilet. Konsentrasjonene av tungmetaller i blåskjell er tilsvarende de i fiskelever, med unntak av bly, kadmium og nikkel som er 5 til 10 ganger høyere i blåskjell. Konsentrasjonen av kvikksølv og metylkvikksølv er ca. 100 ganger høyere i fiskefilet og fiskelever enn i blåskjell, og konsentrasjonen av PCB er ca. 2 ganger høyere i fiskefilet enn i blåskjell og ca ganger høyere i fiskelever enn i blåskjell. Disse observasjonene stemmer godt overens med observasjoner fra kartlegging av miljøgifter i ulik sjømat i Bergen /10/. Forskjellene mellom blåskjell og fisk kan skyldes at miljøgifter i fisk bioakkumuleres og biomagnifiseres fra konsentrasjoner i fett, mens miljøgifter i blåskjell bioakkumuleres på bakgrunn av løste stoffer i vann. Spesielt PCB har liten løselighet i vann og vil finnes i lave konsentrasjoner i vann. Tidligere undersøkelser viser at konsentrasjonene av kvikksølv og PCB er høyere på dypere vann. En annen årsak til ulikheter mellom konsentrasjonen av miljøgifter i torsk og blåskjell kan derfor være at torsken har konsumert organismer som har vært i kontakt med sedimentene i dypere deler av Grisefjorden som er forurenset av kvikksølv og PCB, mens blåskjellene står på grunnere vann og derfor har filtrert vann fra områder som er mindre forurenset av disse parameterne.

23 23 Tabell 6 Analyseresultater for torskefilet, torskelever og blåskjell fra Grisefjorden. Resultatene er farget etter tilstandsklasser der disse er definert i veileder TA- 1467/1997. Grenseverdier for fisk er gitt på våtvektsbasis, mens grenseverdier for blåskjell er gitt på tørrvektsbasis for metaller og våtvektsbasis for PAH og PCB. "i. p." står for 'ikke påvist'. VÅTVEKT TØRRVEKT Stasjon Enhet Gris-Inn Gris-Ytr Gris-Inn Gris-Ytr Type prøve torskefilet torskefilet torskelever torskelever blåskjell blåskjell Tørrstoff % 17,1 19,2 47,7 56,1 8,2 8,2 Fett % i.a. i.a i.a. i.a. Tungmetaller Arsen, As mg/kg 1,5 3,0 5,3 6,1 1,0 13 Bly, Pb mg/kg <0,0068 <0,0077 0,021 0,062 0,52 6,3 Kobber, Cu mg/kg 0,12 0,13 8,3 7,3 0,98 12 Krom, Cr mg/kg 0,0061 <0,0058 <0,014 0,068 0,09 1,1 Kadmium, Cd mg/kg <0,0009 <0,0010 0,040 0,029 0,14 1,7 Kobolt, Co mg/kg 0,0042 0,0029 0,050 0,027 0,052 0,63 Mangan, Mn mg/kg 0,088 0,13 0,77 0,62 1,0 12 Nikkel, Ni mg/kg <0,0068 <0,0077 0,019 <0,022 0,090 1,1 Sink, Zn mg/kg 3,7 3, ,1 111 Kvikksølv, Hg mg/kg 0,24 0,38 0,15 0,26 0,016 0,19 Metylkvikksølv mg/kg 0,28 0,43 0,25 0,36 0,011 0,13 Andre stoffer Benso(a)pyren µg/kg <0,8 <0,95 <5 <5 <0,8 Sum PAH 16 µg/kg i. p. i. p. 38,80 47,10 i. p. Sum PCB 7 µg/kg 1,43 1,81 617, ,00 0,7 4.3 Passive prøvetakere Resultater fra vannanalyser ved bruk av passive prøvetakere er vist i tabell 7. Resultater fra analyse av krom og PCB er også vist i figur 8 klassifisert relativt til målte konsentrasjoner i Flekkefjord. Resultatene er sammenlignet med Bakgrunnsdokument for utarbeidelse av miljøkvalitetsstandarder og klassifisering av miljøgifter i vann, sediment og biota, der det på bakgrunn av miljøkvalitetsstandarder (EQS) er laget tilstandsklasser for sjøvann /17/. EQS-verdiene gjelder for partikkelfrie vannprøver og kan derfor sammenlignes med konsentrasjoner målt med passive prøvetakere. Grensen mellom tilstandsklasse I og II angir bakgrunnskonsentrasjon, mens grensen mellom tilstandsklasse II og III angir miljøkvalitetsstandarden for gjennomsnittskonsentrasjon i vann. Konsentrasjonen av alle parameterne klassifiseres som enten tilstandsklasse I eller II og overholder dermed miljøkvalitetsstandardene. Konsentrasjonen av tungmetaller er på samme nivå i alle tre stasjonene, med unntak av krom som er ca. ti ganger høyere i P4 ved utløpet fra Selura. Dette har sannsynligvis sammenheng med tidligere utslipp av krom fra Aarenes Lærfabrikk. Konsentrasjonen av PAH er også noe høyere for enkelte parametere ved utløpet fra Selura (P4) og lavest for samme parametere i P5. Også for PCB er konsentrasjonen høyest i P4 og indikerer et kildeområde.

24 24 TBT er oppgitt i totalmengde TBT som er akkumulert i prøvetakeren i løpet av prøvetakingsperioden, da metoden for å omregne mengden TBT til konsentrasjon ikke er ferdigutviklet av leverandøren av prøvetakerne. Ettersom prøvetakerne har vært utplassert i samme tidsperiode kan resultatene brukes kvalitativt for å se hvor akkumulert mengde er høyest og lavest. Høyeste mengde av TBT er påvist lengst sør i Grisefjorden (P6). I de andre to stasjonene er ikke TBT påvist over rapporteringsgrensen. Leverandøren av prøvetakerne oppgir også en omregningsformel fra mengde til konsentrasjon som kan brukes for å gi en grov indikasjon på nivået av TBT i vann. Ved bruk av denne formelen klassifiseres TBT-konsentrasjonene som tilstandsklasse II i alle tre punkt. Tabell 7 Resultater fra prøvetaking av vann med passive prøvetakere klassifisert iht. TA 3001/2012 Parameter Enhet P4 P5 P6 Sted Grisefjorden Grisefjorden Grisefjorden Dyp Arsen µg/l 0,660 0,590 0,670 Bly µg/l 0,009 0,010 0,013 Kadmium µg/l 0,007 0,011 0,008 Kobber µg/l 0,062 0,080 0,058 Krom µg/l 0,150 0,020 0,015 Nikkel µg/l 0,180 0,170 0,180 Sink µg/l 1,100 1,200 1,200 Hg ng/l 4,9 4,3 5,1 TBT (1) ng/smpd <2,6 <2,9 7,6 TBT (2) ng/l <0,02 <0,02 0,07 Naphthalene ng/l 12 3,5 8,5 Acenaphthylene ng/l 0,24 0,13 0,21 Acenaphtene ng/l 2,0 3,1 2,9 Fluorene ng/l 1,1 1,6 1,2 Phenantrene ng/l 1,9 1,7 1,4 Anthracene ng/l 0,35 0,22 0,31 Fluoranthene ng/l 2,1 1,2 1,4 Pyrene ng/l 2,5 0,65 1,4 Benzo(a)anthracene ng/l 0,28 0,070 0,15 Chrysene ng/l 0,43 0,17 0,30 Benzo(b)fluoranthene ng/l < < ,22 Benzo(k)fluoranthene ng/l < < ,28 Benzo(a)pyrene ng/l 0,13 < ,081 Benzo(g,h,i)perylene ng/l 0,44 0,032 0,22 Dibenzo(a,h)anthracene ng/l < ,21 0,14 Indeno(1,2,3-c,d)pyrene ng/l < 0.11 < ,12 Sum PCB8 ng/l 0,40 0,15 0,13 (1) Metoden for å omregne mengden TBT i den passive prøvetakeren til ng/l er ikke ferdigutviklet. TBT er derfor oppgitt i mengde per SPMD og kan kun brukes kvalitativt (2) Det er benyttet en grov omregningsformel fra analyseleverandør der man regner mengde om til konsentrasjon ved å dividere mengden TBT på antall dager prøvetakeren har stått ute multiplisert med 5.

25 TILTAKSRETTEDE UNDERSØKELSER GRISEFJORDEN Figur 8 25 Oversikt over konsentrasjoner av krom og PCB i passive prøvetakere i Flekkefjord 4.4 Oksygenmålinger Tersklene og kanalene som vist i figur 9 reduserer strømningen i fjordsystmet ved Flekkefjord. Vannutskiftningen i fjordsystemet er drevet av ferskvannstilførsel, vannstandsvariasjoner, vind og tetthetsforskjeller mellom kystvann og fjordvann /2/. Vannutskiftningen i topplaget er forholdsvis stor på grunn av den estuarine sirkulasjonen1. Rask utskiftning av de dypere vannmasser skjer imidlertid kun når tyngre kystvannmasser drives opp over terskeldypet og synker ned i bassenget bak. Årstidsvariasjonene er store og dette skjer som regel om vinteren. NIVA har tatt målinger som viser at vannmassene under terskeldyp i Grisefjorden og Tjørsvågbukta maksimalt blir fornyet 2 ganger i året, mens det skjer sjeldnere i Lafjorden /2/. 1 Et estuar eller estuarium er et delvis lukket vannområde ved kysten med fri åpning til sjøen der en eller flere elver munnar ut. Estuarin sirkulasjon er vanlig i estuar. Dette oppstår når fersk- eller brakkvann strømmer ut nær overflaten, samtidig som tyngre og saltere vann renner inn ved bunnen.

26 26 Figur 9 Vertikalt dybdesnitt i fjordsystemet ved Flekkefjord som viser oksygenforhold i september Fra NIVA rapport 1976 /2/. I forskjellige undersøkelser har NIVA målt dybdesjiktet mellom "akseptable" oksygenverdier i de øverste vannmassene til anoksiske forhold og hydrogensulfid i de dypere vannmassene. Dette sjiktet kan variere litt mellom årstidene på grunn av temperatur og vannutskiftning. De laveste konsentrasjoner av oksygen i vannmassene ventes å opptre om høsten. I 1970 ble det funnet oksygensvikt med hydrogensulfid i de dypere vannmasser under 12 m i Grisefjorden og 20 m i Tjørsvågbukta. I 1976 ble det bekreftet at det finnes råttent bunnvann i Grisefjorden under 8-16 m dyp og at Tjørsvågbukta i periodevis har oksygenfritt, "råttent" dypvann. I en omfattende undersøkelse i 2003 ble det konkludert at dypvannet i både Grisefjorden og Tjørsvågbukta var uten oksygen under ca. 20 m dyp. Feltobservasjoner under dykking for prøvetaking av kjerneprøver i 2011 viste at skillet mellom oksisk vann og anoksisk vann ligger på ca. 12 m dyp i Grisefjorden. I tillegg til dette sjiktet er det et markert sprangsjikt under et ferskvannspåvirket overflatelag på ca. 3 m dyp i Grisefjorden og på ca. 2 m dyp i Tjørsvågbukta /2/. Resultatet for målingene som ble gjort i de to dypeste punkt i Grisefjorden er vist i graf i figur 10. Her fremgår det at topplaget av vannmassene (de øverste 2 3 m) er ferskvannspreget. Dette er også vist i tidligere undersøkelser av vannsøylen i Grisefjorden/2/. Salinitetsnivået nedover er ganske stabilt og ligger på ca. 26. Temperaturen i vannet synker et par grader fra overflaten og er ca. 6 C ved bunnen. Oksygennivået i vannet er maksimalt på 3 4 m dyp der det er nesten 100 % oksygen i vannmassene. Deretter faller oksygeninnholdet med dybde med en knekk på ca m og en knekk på ca m til det er < 1 % ved bunnen. Den sørlige målingen viser at det er noe mer oksygen i de dypere vannmassene der enn i den nordlige delen. Her ligger oksygennivået ganske stabilt på ca % fra 12 til 30 m dyp. Dette kan tyde på dypvannsutskiftning i denne delen av bassenget. Tidligere undersøkelser mellom 1976 og frem til i dag har vist at overgangen fra den oksiske til anoksiske sonen i Grisefjorden er ved ca m og kan variere med årstidene /2/.

27 27 Figur 10 Oksygenmålinger i Grisefjorden.

28 AVS/SEM Anaerob nedbrytning av organisk materiale i porevann i sediment vil medføre dannelse av sulfider. Jern og andre metaller danner tungtløselige mineraler med sulfid. Sulfidmineraler har svært lav løselighet i vann og gjør at metaller bundet i disse er svært lite tilgjengelig for utlekking til vann og dermed opptak i organismer i og over sedimentet. Ved vurdering av miljørisiko knyttet til metaller er det derfor viktig å ta hensyn til i hvilken grad metallene er bundet i sulfider. Ved tilførsel av oksygen til sediment hvor metaller er bundet til sulfider kan oksidasjonsprosesser medføre at metallene igjen blir tilgjengelige for utlekking til vannfasen. Stabilisering av metaller i sulfider er derfor mest effektivt når sedimentene ligger i ro på sjøbunnen og tilførselen av oksygen er begrenset. Fysiske forstyrrelser av sedimentet som medfører tilførsel av oksygen, slik som oppvirvling eller mudring, kan derfor være med på å mobilisere tungmetaller som ellers ville vært sterkt bundet til sulfid. I Grisefjorden er mengden syreløselig sulfid i sedimentet (AVS) og mengden metaller (kadmium, kobber, bly, kvikksølv, nikkel og sink) ekstrahert med samme syre (SEM) målt i ett punkt (S80). Mengden sulfid (mol) er sammenlignet med mengden ekstraherbare metaller (mol) for å anslå toksisiteten til metallforurensningen i sedimentet. En tommelfingerregel er at dersom mengden sulfid er større enn mengden ekstraherbare metaller (AVS/SEM < 1) er det nok sulfid i sedimentet til å binde tungmetallene, og dermed er toksisiteten lav. I henhold til rapport 600-R av EPA (Environmental Pollution Agency), som tilsvarer Miljødirektoratet i USA, kan i tillegg beregningene (1-3) under brukes for å si noe om et sediments toksisitet på bakgrunn av AVS/SEM-målinger, kombinert med måling av TOC. Kriteriet gjelder for sedimenter med 0,1 µmol AVS/g sediment eller mer. SEM beskrevet i USEPA-dokumentet er noe forskjellig fra det som er målt her ved at Kvikksølv (Hg) ikke er inkludert men i stedet sølv (Ag). Det vurderes likevel at metoden kan anvendes på målingene gjort i Flekkefjord. 1) Ethvert sediment hvor følgende kriterium er oppfylt utgjør sannsynligvis en lav risiko for negative biologiske effekter som følge av eksponering for kadmium, kobber, bly, nikkel og sink: 130 / 2) Ethvert sediment hvor følgende kriterium er oppfylt kan ha negative biologiske effekter på grunn av eksponering for kadmium, kobber, bly, nikkel eller sink: 130 / 3000 / 3) I ethvert sediment hvor følgende kriterium overskrides kan det forventes negative biologiske effekter på grunn av eksponering for kadmium, kobber, bly, nikkel eller sink:

29 / Denne stasjonen ligger like utenfor det nedlagte deponiet i Austadvika. Resultatene for sulfid og metaller målt ved AVS/SEM er gitt i tabell 8. Resultater for fraksjon TOC er også gitt i tabellen. EPAs kriterier for risiko og forholdet AVS/SEM er beregnet både på bakgrunn av SEM-eluat og på bakgrunn av målte totalkonsentrasjoner av metall i sediment ved standard analysemetode (tabell 3). Tabell 8 Resultater fra analyser av AVS og SEM, inkl. TOC. Bak konsentrasjonene av metaller er det referert til hvilke tilstandsklasse som er påvist av metallet i samme prøve iht. TA2229/2007. Enhet S80 Dyp cm 0-5 Vanninnhold (% av TS) 350,45 TS (%) 22,2 foc - 0,072 AVS Sulfid µmol/g TS 98 Cd µmol/g TS 0,0153 (II) Cu µmol/g TS 0,066 (V) Ni µmol/g TS 0,087 (II) Pb µmol/g TS 0,839 IV) Zn µmol/g TS 11,3 (IV) Hg µmol/g TS <0,00005 (II) Sum metaller µmol/g TS 12 AVS/SEM (1) - 8,0 SEM eluat AVS/SEM (2) SEM-AVS/foc (1) SEM-AVS/foc (2) - 3,6 µmol/g TS µmol/g TS -988 Konsentrasjonen av sulfid er den nest høyeste av AVS-målinger utført i Grisefjorden, Tjørsvågbukta og Logakanalen. Total konsentrasjon av metallene kadmium, kobber, nikkel, bly og sink er den høyeste som er målt i forbindelse med SEM-målinger i Grisefjorden, Tjørsvågbukta og Logakanalen. Sink gir det høyeste bidraget til metallkonsentrasjonen, deretter utgjør bly det største bidraget. Forholdet AVS/SEM er likevel godt over 1 både ved beregning av konsentrasjoner fra SEM-eluat og på bakgrunn av målte totalkonsentrasjoner av metall i sediment ved standard analysemetode. Dette betyr at det er nok sulfid til å binde tungmetallene ved den målte stasjonen. Forholdet i EPAs kriterium 1 er også langt under 130 µmol/g oc ved begge analysemetodene. I henhold til EPAs rapport utgjør derfor sedimentene sannsynligvis en lav biologisk risiko, selv om det er påvist høye konsentrasjoner av bly, kobber og sink i sedimentet.

30 30 5 Risikovurdering Trinn 1 risikovurdering Metodikk I veilederen TA-2802/2011 /5/ "Risikovurdering av forurenset sediment" er Trinn 1 risikovurderingen definert som en forenklet risikovurdering hvor miljøgiftkonsentrasjon og toksisitet av sedimentet sammenlignes med grenseverdier for økologiske effekter ved kontakt med sedimentet. Trinn 1 omhandler kun risiko for økologiske effekter, ikke risiko for human helse. Et område kan "friskmeldes" mht. økologisk risiko dersom sedimentene tilfredsstiller akseptkriteriene for trinn 1: Gjennomsnittskonsentrasjon for hver miljøgift i alle prøver er lavere enn grenseverdien for Trinn 1 (dette tilsvarer grensen mellom Klasse II og klasse III i veilederen /3/). Dessuten at ingen enkeltkonsentrasjon er høyere enn den høyeste av: - 2 x grenseverdien - grensen mellom klasse III og IV for stoffet Toksisiteten av sedimentet tilfredsstiller grenseverdiene for alle testene. Tribultyltinn (TBT) er en unntakelse av disse reglene, og har 35 µg/kg som grenseverdi for Trinn 1 risikovurderingen. Miljødirektoratets beregningsverktøy (ta-2802_rev6) har blitt brukt for å beregne overskridelser av Trinn 1 grenseverdier. I forbindelse med miljøundersøkelsen i 2011 ble det også gjennomført en Trinn 1 risikovurdering, men den var basert på et datasett som stort sett besto av prøver tatt i den anoksiske sonen > 12 m dyp. I denne omgangen består datasettet av 5 sedimentprøver tatt i 2013 (stasjon 76 til 80) og i tillegg stasjon 7 fra 2011 undersøkelsen (11 m dybde). Dermed skal risikovurderingen representere den mer oksygenrike strandsonen. Hvor enkeltkonsentrasjoner faller under rapporteringsgrensen for analysen, har halve rapporteringsgrenseverdien blitt anvendt i risikoanalysen. Hvor enkeltkonsentrasjoner ikke var målbare ("not detected") er det antatt at konsentrasjonen er Trinn 1 resultater Resultatene fra beregningsverktøyet er vist i Vedlegg B. Både den maksimalt målte konsentrasjonen og gjennomsnittskonsentrasjoner for flere stoff overskrider grenseverdiene for Trinn 1. Med hensyn til gjennomsnittskonsentrasjoner i strandsonen < 12 m dyp kan Grisefjorden ikke friskmeldes mht. økologisk risiko (trinn 1) for krom, kobber, bly, sink, PCB, TBT og flere av de tyngre PAH-forbindelsene, inklusiv benzo(a)pyren. Spesielt høye overskridelser er påvist for krom (11 ganger høyere enn grenseverdien), PCB (15 ganger høyere) og PAH-forbindelsene indeno(1,2,3-cd)pyren og benzo(ghi)perylen, som henholdsvis overskrider grenseverdien med 9 og 19 ganger. Det er disse stoffene som trolig utgjør den største risikoen mht. økosystemet i Grisefjorden.

31 31 Resultatet er sammenlignbart med resultatene fra Trinn 1 risikovurderingen som ble utført i 2011, hvorav de fleste var fra > 12 m dyp i den anoksiske sonen. Gjennomsnittskonsentrasjonen for PCB fra de dypere stasjonene overskred ikke Trinn 1 grenseverdien i Imidlertid er nok de høye verdier ved stasjon 77 årsaken til at gjennomsnittskonsentrasjonen for PCB er høyere denne gangen. I denne undersøkelsen er det ikke utført toksisitet- og helsedimenttester. I 2011 ble det utført toksisitetstest på blandprøver fra stasjonene (hvorav de fleste er > 12 m dyp). Det ble påvist at både porevannet og sedimentet var toksisk mht. skeletonema algen og DR CALUX testen (dioksiner og dioksinlignende stoffer). Da forurensningstilstanden mellom de dype stasjonene (2011) og strandsonen (2013) er ganske sammenlignbar, vil trolig også sedimentet fra < 12 m dyp være toksisk mht. de samme testene. 5.2 Trinn 2 og 3 risikovurdering Metodikk Trinn 2 er en mer omfattende risikovurdering som består av tre uavhengige vurderinger iht. veileder TA-2802/2011 /5/: Risiko for spredning av miljøgifter Risiko for human helse Risiko for økosystemet Denne risikovurderingen gjøres ut fra miljøgiftenes mobilitet og stedlige forhold i sjøbassenget. I Miljødirektoratets beregningsverktøy kan en føre inn stedsspesifikke parametere for Grisefjorden som for eksempel fysiske egenskaper i den oksygenrike strandsonen, informasjon om skipstrafikk og annet human bruk av området. Hvis Trinn 2 viser at risikoen fra sedimentene er uakseptabel kan man velge å gjøre en tiltaksvurdering, eller å øke sikkerheten av resultatene i Trinn 2 ved å gjennomføre Trinn 3 risikovurdering. Det er allerede gjort en risikovurdering opp til trinn 3 for sedimenter i Grisefjorden. Det ble imidlertid bestemt å gjøre nye og mer omfattende undersøkelser med fokus på sedimenter i den oksiske sonen (< 12 m dyp). Ettersom forurensningssituasjonen og risikobildet allerede var godt belyst i dette området ble det derfor valgt å ikke gjøre en trinn 2 risikovurdering, men å gå rett på en trinn 3 risikovurdering. Strukturen og målsetningen for Trinn 3 er i utgangspunktet det samme som i Trinn 2 og konklusjonene brukes på samme måte, men vurderingen i Trinn 3 er bedre forankret i lokale forhold og skal derfor gi et sikrere beslutningsgrunnlag for ev. tiltak. Friheten til skreddersøm av Trinn 3 er stor og veilederen gir bare enkelte retningslinjer for gjennomføringen. Trinn 3 kan omfatte undersøkelser for å bestemme stedsspesifikke inputparametere og dermed bedre presisjonen i selve beregningene i Trinn 2, eller undersøkelser som kan

32 32 styrke muligheten til å tolke resultatene fra Trinn 2 for å oppnå et riktigst mulig risikobilde. Dersom beregnet risiko etter Trinn 3 fremdeles er uakseptabel må det planlegges og gjennomføres egnede tiltak for å redusere risikoen til et akseptabelt nivå. I tillegg til undersøkelsene som kreves utført i henhold til trinn 1, er det utført følgende tilleggsundersøkelser: Bestemmelse av sjøvannskonsentrasjon med passive prøvetakere Undersøkelser av sulfidinnhold i sedimentet Redoksmålinger i sediment Bestemmelse av oksygeninnhold i vannsøylen Undersøkelse av miljøgiftinnhold i blåskjell og fisk (torskefilet og torskelever) Bestemmelse av metylkvikksølvdannelse i fisk og blåskjell Tidligere toksisitetsdata fra undersøkelsene i 2011 er vurdert til å være representative også for sedimentene i den oksiske sonen ettersom forurensningsgraden er tilsvarende. Følgende fysiske egenskaper ligger til grunn for risikovurderingen og er lagt inn i beregningsverktøyet /5/: TOC (totalt organisk karbon): 7,9 %. Dette er gjennomsnittsverdien for sedimentprøvene som inngår i datasettet. Bulkdensitet til sediment: 1,2 kg/l Sedimentareal: ca m². Dette er areal av Grisefjorden med < 12 m dybde. Vannvolum over sedimentarealet: ca m². Arealet ganget med en gjennomsnittlig dybde på 6 m. Oppholdstid for vannet: 0,5 år. Vannet i Grisefjorden under terskeldybden på ca. 4 m fornyes maks. 2 ganger i året. Fraksjon tørrvekt av vått sediment: 0,24. Dette er gjennomsnittsverdien av fraksjon tørrstoff i sedimentprøvene som inngår i datasettet. Fraksjon leire (< 2 µm) i sedimentet: 0,015 (gjennomsnittsverdi). Det er i regnearket lagt opp til at det kun er småbåttrafikk i ca. 1/5 del av strandsonen i Grisefjorden der det finnes båtplasser. Gjennomsnittlig består trafikken av ca. 10 båter om dagen. I Grisefjorden er det i beregningsverktøyet lagt opp til 10 dagers bading i året og noe fisking. Det er antatt at inntak av fisk og skalldyr fra Grisefjorden er 0,025 kg våtvekt per døgn for voksne og 0,005 kg v.v/d for barn. Mennesker blir spesielt eksponert til miljøgiftene gjennom inntak av sjømat. For noen stoffer, som for eksempel krom, er oralt inntak av sediment den viktigste eksponeringsmekanismen.