PCB i bosettinger på Svalbard Et problem for dyreliv i havet?

Transkript

1 PCB i bosettinger på Svalbard Et problem for dyreliv i havet? Akvaplan-niva AS Rapport:

2 Forsidefoto: Barentsburg, august Guttorm N. Christensen, Akvaplan-niva

3 Akvaplan-niva AS Rådgivning og forskning innen miljø og akvakultur Org.nr: NO MVA Polarmiljøsenteret 9296 Tromsø Tlf: , Fax: Rapporttittel / Report title PCB i bosettinger på Svalbard - Et problem for dyreliv i havet? Forfatter(e) / Author(s) Anita Evenset Guttorm N. Christensen Akvaplan-niva rapport nr / report no Dato / Date Antall sider / No. of pages 33 + vedlegg Distribusjon / Distribution Offentlig Oppdragsgiver / Client Svalbard Miljøvernfond Oppdragsg. referanse / Client s reference Trine Krystad Tidligere undersøkelser har vist at jord fra Barentsburg inneholder høye nivåer av PCB. Undersøkelser i Grønfjorden har vist at PCB-nivåene er forhøyde i sediment utenfor bosettingen. Målsettingen for denne studien var å undersøke i hvor stor grad PCB tas opp og oppkonsentreres gjennom de lokale, marine næringskjedene utenfor Barentsburg. I august 2008 ble det tatt prøver av jord, sediment, bunnlevende evertebrater og fisk utenfor Barentsburg. Prøvene ble analysert for stabile isotoper av karbon og nitrogen, PCB (inkludert dioksinlignende kongenere) og utvalgte klorerte pesticider. Som andre fjorder på Svalbard mottar også Grønfjorden langtransporterte miljøgifter (hav- og luftstrømmer), men den langtransporterte forurensningen kan ikke alene forklare miljøgiftsnivåene man finner i Grønfjorden. Resultatene fra foreliggende undersøkelse indikerer at det marine miljøet i Grønfjorden er påvirket av lokale utslipp av organiske miljøgifter, spesielt PCB, fra Barentsburg. Nivåene i sediment og organismer er høyere enn i områder som ikke har lokale kilder. Miljøgiftmønsteret indikerer videre at lokale kilder bidrar til forurensningen i marint miljø. Arter som er relativt stedbundne og som lever i nær kontakt med sedimentet har de høyeste konsentrasjonene av miljøgifter, mens arter som svømmer fritt i vannmassene og som sannsynligvis vandrer inn og ut av det forurensede området (for eksempel torsk og hyse) har nivåer som er sammenlignbare med individer prøvetatt i områder uten lokale kilder. Dette indikerer at den målbare påvirkningen fra Barentsburg er relativt lokal, og det er sannsynlig at det skjer er relativ rask fortynning, slik at konsentrasjonene av miljøgifter i sediment og organismer avtar relativt raskt med økende avstand til bosettingen. PCB er fremdeles den dominerende miljøgiften i prøvene fra Grønfjorden, og de dioksinlignende PCB ene utgjør en betydelig andel av PCB i mange av prøvene (fra 0 43 %). HCB, HCH og klordaner forekommer i lavere konsentrasjoner enn PCB. Det samme er tilfelle for DDT. Forekomst av fersk DDT i prøvene indikerer lokale kilder som fremdeles er aktive. Prosjektleder / Project manager Kvalitetskontroll / Quality control Anita Evenset Roger Velvin 2009 Akvaplan-niva AS. Rapporten kan kun kopieres i sin helhet. Kopiering av deler av rapporten (tekstutsnitt, figurer, tabeller, konklusjoner, osv.) eller gjengivelse på annen måte, er kun tillatt etter skriftlig samtykke fra Akvaplan-niva AS.

4

5 INNHOLDSFORTEGNELSE FORORD INNLEDNING Kort om miljøgifter og forkortelser MATERIALE OG METODER Feltarbeid Sediment Jord Bunndyr og fisk Kjemiske analyser PCB og pesticider i sediment og jord PCB og pesticider i biota Stabile isotoper i organismer Tilstandsklassifisering RESULTATER Nivåer av miljøgifter Sediment Jord Bunnlevende evertebrater Fisk Stabile isotoper i organismer Biomagnifisering Miljøgiftsmønster SAMMENFATTENDE DISKUSJON OG KONKLUSJONER REFERANSER...22 VEDLEGG 1 - FELTRAPPORT VEDLEGG 2 ANALYSERAPPORT...29 PCB i bosettinger på Svalbard - Et problem for dyreliv i havet? Akvaplan-niva AS Rapport

6 Forord Prosjektet som rapporteres her mottok støtte fra Svalbard miljøvernfond i 2008 og Prosjektet er gjennomført i samarbeid mellom Akvaplan-niva og Universitetsstudiene på Svalbard (UNIS). Vi takker Svalbard Miljøvernfond for økonomisk støtte, mannskapet på Viking Explorer for god hjelp under prøvetaking og UNIS for samarbeid gjennom prosjektet. Tromsø Anita Evenset Prosjektleder Akvaplan-niva AS, 9296 Tromsø 2

7 1 Innledning Siden tidlig på nittitallet er det gjort mange studier av miljøgifter på Svalbard. Flere rapporter fra perioden dokumenterer forurenset grunn og deponier på Svalbard som kan innholde polyklorerte bifenyler (PCB). Det ligger også større mengder med mulig PCB-holdig avfall spredt i bosetningene. Havbunnen utenfor bosettingene på Svalbard (Longyearbyen, Barentsburg og Pyramiden) har blitt undersøkt for miljøgifter med jevne mellomrom. Resultatene fra disse sedimentundersøkelsene viser at spesielt sjøbunnen utenfor de russiske bosettingene Barentsburg og Pyramiden har forhøyde konsentrasjoner av PCB (Evenset et al. 2006) og at tilførselen av denne miljøgiften er betydelig (Cochrane et al. 2001). PCB-konsentrasjonen i sedimentet utenfor Pyramiden og Barentsburg økte i perioden , noe som indikerte en aktiv kilde på land i disse områdene. På bakgrunn av dette initierte Sysselmannen på Svalbard en kartlegging av mulige kilder. Kilder til PCB kan være PCB-holdig avfall (for eksempel gamle kondensatorer, malingsrester), bygningsmasse (for eksempel PCB-holdig maling i russiske og norsk bosetning, betong, isolerglassvinduer) og forurenset grunn. Sysselmannen identifiserte en del utstyr som viste seg å inneholde PCB-holdig olje og Norges Geologiske Undersøkelser (NGU) ble engasjert for å gjennomføre en studie av jord og husmaling i Longyearbyen, Pyramiden og Barentsburg. NGU påviste lave konsentrasjoner av PCB i overflatejord fra Longyearbyen. Konsentrasjoner av PCB 7 opp til 29 mg/kg ble påvist i overflatejord fra de russiske bosetningene i Barentsburg og Pyramiden, med medianverdier på hhv. 0,27 og 0,17 mg/kg. Enkle beregninger ut fra aritmetisk gjennomsnittsinnhold anslår at det i jorda rundt bygningene i Barentsburg kan ligge over kg ren PCB (Jartun et al. 2007). PCB-holdig jord kan være en kilde for PCB til det marine miljø, og det må vurderes om det skal gjennomføres tiltak for å hindre spredning av miljøgiften. Det er imidlertid ikke klart hvor viktig de lokale kildene på land er for den lokale flora og fauna. For at PCB skal påvirke organismer må den finnes i en biotilgjengelig form, dvs. i en form som er tilgjengelig for opptak. Hop et al. (2001) viste at makrobenthos samlet inn utenfor Pyramiden og Barentsburg i 1998 hadde høyere PCB-konsentrasjoner enn tilsvarende prøver samlet inn utenfor Longyearbyen og Ny-Ålesund. Resultatene viste også at det var en forskjell i PCB-mønster mellom organismer samlet inn utenfor de russiske og de norske bosettingene (Hop et al. 2001). Dette indikerer at lokale kilder er viktige for tilførselen av PCB til fjordene på Svalbard. PCB som tas opp av marine bunndyr vil føres videre til arter på høyere trofiske nivå, og kan føre til negative effekter hos fugl og pattedyr. Studier gjennomført av Akvaplan-niva viser at konsentrasjonen av PCB har økt fra i sedimentprøver samlet inn utenfor Pyramiden og Barentsburg. Dette kan ha ført til økte konsentrasjoner også i marine organismer. Målsettingen for denne studien har derfor vært å undersøke i hvor stor grad PCB tas opp og oppkonsentreres gjennom de lokale, marine næringskjedene utenfor Barentsburg. Kildesporing (skille mellom bidrag fra langtransport, lokale norske og russiske kilder), gjennomført ved tolkning av miljøgiftsmønster, har vært en viktig del av undersøkelsen. Informasjonen som fremskaffes gjennom prosjektet vil være viktig for Forvaltningen når det skal vurderes om det bør iverksettes tiltak for å rydde opp i forurenset sediment eller forurenset grunn på Svalbard. PCB i bosettinger på Svalbard - Et problem for dyreliv i havet? Akvaplan-niva AS Rapport

8 1.1 Kort om miljøgifter og forkortelser Hovedfokus i denne undersøkelsen har vært PCB, men en del klorerte pesticider har også blitt analysert. Tabell 1 viser en oversikt over miljøgifter som inngår i undersøkelsen og gir en kort oppsummering av historikk og anvendelsesområder for miljøgiftene. Tabell 1. Følgende liste gir en oversikt over hovedkategoriene av miljøgifter som omtales i denne rapporten og deres mest sannsynlige opprinnelse. Forkortelser Navn Historikk PCB Polyklorerte bifenyler Ble tidligere bl.a. brukt i visse typer kabler, elektriske transformatorer, hydrauliske pumper, isolerglass osv. Forbud eller strenge restriksjoner mot bruk av PCB ble innført på tallet. Langtransporteres med luft og havstrømmer. HCB Heksaklorbensen Industrielt biprodukt, men også benyttet som fungicid. Langtransporteres med luft og havstrømmer. DDT Diklordifenyltrikloroetan Insektmiddel. Restriksjoner mot bruk innført på 1960-tallet og forbud innført i den vestlige verden rundt Langtransporteres med luft og havstrømmer. HCH Heksaklorsykloheksan Syntetisk insektsmiddel som ble tatt i bruk i Forbindelsene er lett oppløselig i vann, og når trolig Arktis først og fremst med havstømmer. Klordaner Endrin Dieldrin Mirex Klordaner er en blanding av flere forbindelser som var mye brukt som insektsmiddel i store deler av verden fram til 1970-årene. Langtransporteres med luft og havstrømmer. De fleste land har nå forbudt klordan. Drins er en gruppe plantevernmidler som omfatter aldrin, dieldrin og endrin. Disse stoffene regnes som kreftfremkallende, og er meget persistente i miljøet. Forbud mot bruk i hele Europa. Som over. Plantevernmiddel. Forbud mot bruk i store deler av verden. Akvaplan-niva AS, 9296 Tromsø 4

9 2 Materiale og metoder 2.1 Feltarbeid Feltarbeidet ble gjennomført fra 26/8 29/8-2008, ved hjelp av UNIS fartøy Viking Explorer Sediment Innsamling av prøver ble utført fra UNIS sitt fartøy Viking Explorer i henhold til ISO Stasjonsposisjonering ble utført ved hjelp av GPS-utstyret ombord på båten, med vanndybde som støtteparameter. Tabell 2 viser dyp og geografiske koordinater for stasjonene. Sedimentprøvene ble tatt ved hjelp av en van Veen grabb (Figur 1) med prøvetakingsareal på 0,1 m 2. Kun sediment fra grabber hvor sedimentoverflaten var uforstyrret og vannet over sedimentet var klart ble benyttet til kjemiske analyser. De øverste 2 cm av sedimentet ble tatt ut med en metallskje og overført til en polypropylenbøtte vasket med aceton. Sedimentet ble homogenisert med en metallskje før det ble fordelt på ulike brente glass og plastbeger. Prøvene ble dypfryst (-20 C) om bord i båten, og ikke tint før de skulle opparbeides. Figur 1. Prøvetaking av sediment i Grønfjorden, Akvaplan-niva august Foto: Guttorm N. Christensen. PCB i bosettinger på Svalbard - Et problem for dyreliv i havet? Akvaplan-niva AS Rapport

10 Tabell 2. Posisjoner og beliggenhet for stasjoner hvor Akvaplan-niva tok sediment- og jordprøver, august Stasjon Medium Lokalisering Lengdegrad Breddegrad Dyp (m) BB1 Sediment Utenfor drivstofftanker 78 03,00 N 14 12,20 Ø 40 BB 2 Sediment Utenfor hovedkai 78 03,80 N 14 12,00 Ø 70 BB 3 Sediment Utenfor tippen 78 05,30 N 14 10,10 Ø 40 7 Sediment Utenfor kullager 78 03,90 N 14 11,45 Ø Sediment Utenfor avfallsfylling 78 02,70 N 14 11,65 Ø 112 Bar- 3 Jord I utkant av fyllplass for metallskrot Bar-6 Jord I sandhaug nedenfor kullkraftverk 78 03,70 N 14 12,28 Ø ,28 N 14 12,67 Ø - Bar-11 Jord Under barnehage/skole 78 03,84 N 14 13,11 Ø - Bar-14 Jord Nedenfor Barents Tekstil Bar-18 Jord Nedenfor grå, platekledd hall 78 03,93 N 14 12,87 Ø ,12 N 14 12,20 Ø - Figur 2. Kart som viser stasjoner hvor Akvaplan-niva tok sedimentprøver i Kun sediment fra stasjonene BB 1, BB 2, BB 3, st. 7 og st. 8 ble analysert for PCB og pesticider som en del av dette prosjektet. Akvaplan-niva AS, 9296 Tromsø 6

11 2.1.2 Jord Overflateprøver av jord (0 2 cm) ble tatt ved hjelp av en liten feltspade av metall (Figur 3). Hver prøve var på ca. 500 g. Vegetasjon ble fjernet før prøvene ble tatt. Prøvene ble pakket i lynlåsposer og frosset til -20 C umiddelbart etter prøvetaking. Koordinater for jordprøvestasjonene er gitt i Tabell 2. Figur 3. Jordprøvetaking i Barentsburg, august Foto: Guttorm N. Christensen. 2.2 Bunndyr og fisk Det ble tatt prøver av dyr som lever på/i sediment på bløtbunn ved bruk av en van Veengrabb. Sedimentet ble vasket gjennom en sikt med hull på 1 mm, og større dyr ble tatt vare på, identifisert til art og frosset ved -20 C. Fisk ble samlet inn ved hjelp av bunngarn med ulik maskevidde (ulker, liten torsk, flyndre) og med line (torsk, hyse, uer, kloskate) på 2 lokaliteter utenfor Barentsburg (Stasjon 1: 78 05,30 N, 14 10,10 Ø N, stasjon 2: 78 02,70 N, 14 12,20 Ø). Krabbe, kråkeboller og eremittkreps ble også fanget i garnene. Garnene sto ute ca. 10 timer og fangsten var veldig stor, både når det gjaldt krepsdyr og fisk (Figur 4). Samleprøver av børstemark, skjell, kråkeboller, krabber og eremittkreps ble frosset hele for analyser av miljøgifter. Skallet ble imidlertid fjerne før analysene ble utført. Fisken ble lengdemålt før muskelprøver ble tatt ut til analyser av miljøgifter og stabile isotoper. Samleprøver bestående av muskel fra 5 individer ble benyttet til analyser. En nærmere beskrivelse av de enkelte prøvene er gitt i Vedlegg 1. PCB i bosettinger på Svalbard - Et problem for dyreliv i havet? Akvaplan-niva AS Rapport

12 Figur 4. Fangsten i garnene og på line var stor. 2.3 Kjemiske analyser Et utvalg av prøvene ble valgt ut til analyse. Prøvene som ble valgt ut representerte dyr med ulike levesett (i sediment, på sediment, i vannmassene) og på ulike trofiske nivå, dvs. ulik posisjon i næringskjeden (Tabell 3). Tabell 3. Prøver som ble sendt til analyse av miljøgifter og stabile isotoper. Prøve nr. Art Latinsk navn BB 3 Kråkebolle Strongylocendrotus droebachiensis BB 13 Eremittkreps Pagurus bernhardus BB14 Eremittkreps Pagurus bernhardus BB 15 Snegl Buccinum sp. BB 17 Snegl Buccinum sp. BB 20 Trollkrabbe, små Hyas araneus BB 22 Trollkrabbe, stor Hyas araneus BB 24 Børstemark Pectinaria BB 25 Børstemark Maldane sarsi BB 7 Hjerteskjell Ciliatocardium ciliatum BB 9 Kuskjell Arctica islandica F 1 Torsk Gadus morhua F 3 Torsk Gadus morhua F 4 Glattulke Gymnocanthus tricuspis F 5 Glattulke Gymnocanthus tricuspis F 6 Vanlig ulke Myoxocephalus scorpius F 7 Vanlig ulke Myoxocephalus scorpius F 14 Gapeflyndre Hippoglossoides platessoides F 15 Uer Sebastes mentella F 16 Hyse Melanogrammus aeglefinus F 17 Hyse Melanogrammus aeglefinus F 18 Kloskate Raja radiata De kjemiske analysene ble utført av Center for Environmental Chemistry, Typhoon, Obninsk, Russland (POPs) og University of Windsor, Canada (stabile isotoper av nitrogen og karbon). Følgende miljøgifter inngikk i analyseprogrammet: Polyklorerte bifenyler (PCB): 59 kongenere (se vedlegg) Klorerte pesticider: Heksaklorbensen (HCB), heksaklorsykloheksan (HCH, α- β- og γ-hch), heptachlor, heptachlor epoxide, klordaner (oxyklordan, trans-klordan, cis- Akvaplan-niva AS, 9296 Tromsø 8

13 kllordan, trans-nonaklor, cis-nonaklor), diklor diphenyl trikloretan (DDT) m/nedbrytningsprodukter (2,4`-DDE, 4,4`-DDE, 2,4`-DDD, 2,4`-DDT, 4,4`-DDT). endrin, dieldrin og mirex. I tillegg ble Totalt organisk karbon (TOC) bestemt i sedimentprøvene for å få et mål på organisk innhold. For å bestemme trofisk nivå for bunndyr fisk som inngikk i programmet ble underprøver analysert for stabile isotoper av nitrogen (N) og karbon (C). En kort beskrivelse av analysemetodene er gitt nedenfor PCB og pesticider i sediment og jord Prøvene ble soxhlet-ekstrahert i 16 timer ved bruk av løsemidlene bensen-etanol. PCB og klorerte pesticider ble kvantifisert ved bruk av en GC/MS Varian Saturn 2200 T. Kalibrering av instrumentet ble gjennomført ved bruk av en standard blanding av bifenyler, (BP-MS, Wellington Laboratories og SRM-1492, NIST). Resultatene fra analysene ble behandlet med programvaren Varian 5.2. Kvaliteten på analysene ble sjekket ved analyser av laboratorie blank prøver, samt ved analyser av spikede prøver og standard referanse materiale. Gjenvinning ble kontrollert ved tilsetting av isotopmerkede surrogate standarder (før ekstraksjon) PCB og pesticider i biota POPs ble ekstrahert i en kolonne ekstraksjons metode ved bruk av en blanding av heksan og diklormetan (1:1 (v/v)). Lipidinnholdet ble bestemt gravimetrisk fra 10 % av ekstraksjonsvolumet. Analysene ble gjennomført med en GC/MS Varian Saturn 2200T. Kalibrering av instrumentet ble gjort ed en standard blanding av bifenyler, (BP-MS, Wellington Laboratories og SRM-1492, NIST). Resultatene fra analysene ble behandlet med programvaren Varian 5.2. Samme kvalitetskontroll-metoder som for sediment ble benyttet ved analyser av fisk Stabile isotoper i organismer Muskelprøvene ble frysetørket og homogenisert. Mellom 400 og 600 µg vev ble veid inn i tinnkapsler og stabile isotop rater for karbon og nitrogen ble bestemt ved bruk av et kontinuerlig flow isotope ratio spektrometer (IRMS, Finnigan MAT Delta plus, Thermo Finnigan, San Jose, CA, USA) utstyrt med en element analysator (Costech, Valencia, CA). Stabile isotoper uttrykkes som delta ( ) verdier, som bestemmes ut fra avvik fra standarder ( ) i henhold til følgende ligning: X = [(R prøve /R standard )-1] x 1000 (1) hvor X er 15 N eller 13 C og R er fraksjonen 15 N/ 14 N eller 13 C/ 12 C. Standard referanse materiale var kommersielt CO 2 for karbon og kommersielt N 2 for nitrogen, korrigert mot en serie av minst fire standarder verifisert av minst to andre laboratorier. Analytisk presisjon (standardavvik) var 0,14 for 15 N og 0,05 for 13 C basert på analyser av NIST sertifiserte standarder av sucrose (n = 13) og ammonium sulfat (n = 13). PCB i bosettinger på Svalbard - Et problem for dyreliv i havet? Akvaplan-niva AS Rapport

14 2.4 Tilstandsklassifisering Resultatene for miljøgifter i sediment er vurdert ut fra SFTs reviderte veileder for klassifisering av miljøkvalitet i fjorder og kystfarvann (Bakke et al. 2007, TA-2229/2007). I denne veilederen klassifiseres sedimentet til en av fem tilstandsklasser basert på kunnskap om effekter av miljøgifter, og klassegrensene representerer en forventet økende grad av skade på organismesamfunn (Tabell 4). Tabell 4. Tilstandsklasser i henhold til SFTs reviderte veileder for klassifisering av miljøgifter i vann og sediment i marint miljø (Bakke et al. 2007, TA-2229/2007). Klasse I Klasse II Klasse III Klasse IV Klasse V Bakgrunn God Moderat Dårlig Svært dårlig Bakgrunnsnivå Ingen toksiske effekter Kroniske effekter ved langtidseksponering Akutt toksiske effekter ved korttidseksponering Omfattende akutt toksiske effekter Resultatene for miljøgifter i biota er vurdert i henhold til SFT-veiledning 97:03, Klassifisering av miljøkvalitet i fjorder og kystfarvann (Molvær et al. 1997). Også for biota benyttes 5 ulike tilstandsklasser, som vist i Tabell 5. Tabell 5. Tilstandsklassifisering for miljøgifter i biota iht. SFT-veiledning 97:03 (Molvær et al. 1997). Klasse I- Ubetydelig Lite forurenset Klasse II- Moderat forurenset Klasse III- Markert forurenset Klasse IV- Sterkt forurenset Klasse V Meget sterkt forurenset Akvaplan-niva AS, 9296 Tromsø 10

15 3 Resultater 3.1 Nivåer av miljøgifter Sediment En fullstendig oversikt over analyseresultater for PCB er er vist i Vedlegg 2. PCBkonsentrasjonene i sedimentet (sum av 59 kongenere) varierte fra 0,53 8,76 µg/kg ts (Tabell 6). PCB 7 (benyttes i SFTs klassifiseringssystem) varierte fra 0,33 3,29 µg/kg tørrstoff (ts). PCB 7 -konsentrasjonen tilsvarte tilstandsklasse I i alle de analyserte sedimentprøvene. Dette er betydelig lavere enn det som tidligere har vært målt i sediment samlet inn utenfor Barentsburg, til dels på de samme stasjonene (Cochrane et al. 2001; Evenset et al. 2006). De dioksinlignende PCB ene, som er de mest giftige, utgjorde fra 0 (ikke detektert) 63 % av sum PCB. 2,3,7,8-TCDD er den mest giftige dioksin-kongeneren og ved beregninger av en prøves giftighetspotensiale benyttes ofte såkalte toksisitetsekvivalenter (gjelder både for dioksiner/furaner og dioksinlignende PCB er). Ved fastsettelse av toksisitetsekvivalenter (TEQ) sammenlignes de ulike kongenerenes giftighet med giftigheten til 2,3,7,8-TCDD (giftighet for denne er satt til 1). Ved å summere toksisitetsekvivalenter får man et mål på prøvens totale dioksintoksisitet. Dette gjør man for å kunne sammenligne prøver med ulike konsentrasjoner av dioksiner/furaner og dioksinlignende PCB er ved fastsettelse av grenseverdier og lignende problemstillinger. Det var lave konsentrasjoner av dioksinlignende PCB er i sediment fra Grønfjorden, og prøvenes totale dioksintoksisitet (TEQ) var dermed lav (tilsvarende tilstandsklasse I) (Tabell 6). Av de analyserte pesticidene var det kun DDT og HCB som ble detektert i sediment, og da i lave konsentrasjoner (Tabell 6). Også DDT og HCB-konsentrasjonene var lavere enn de som tidligere har vært målt i sediment samlet inn i det samme området (Cochrane et al. 2001; Evenset et al. 2006). Vanligvis er det kun metabolitter av DDT, fortrinnsvis DDE, som finnes i arktiske områder. Sedimentet samlet inn utenfor Barentsburg inneholdt imidlertid både DDD og DDT, noe som indikerer ferske kilder til DDT. Konsentrasjonene er lave, så kildene må være av begrenset omfang. Nivåene av klororganiske forbindelser i sediment fra Grønfjorden er varierende, men de er høyere enn de som måles i sediment fra områder uten lokale kilder. PCB-konsentrasjonene er for eksempel opp til 5 x høyere enn det som har vært målt i sediment fra Kongsfjorden (Tessmann 2008). PCB i bosettinger på Svalbard - Et problem for dyreliv i havet? Akvaplan-niva AS Rapport

16 Tabell 6. Konsentrasjoner av miljøgifter i sediment (µg/kg ts) fra Grønfjorden, august Klassifisering i henhold til SFTs reviderte veileder for klassifisering av miljøgifter i vann og sediment (Bakke et al. 2007). For stoffer med hvit bakgrunn eksisterer ikke klassifiseringsgrenser. BB 1 BB 2 BB 3 St. 7 St. 8 TOC (%) 1,92 0,59 0,61 2,69 1,53 PCB 8,76 3,69 0,53 6,45 3,57 PCB 7 * 2,38 1,43 0,33 3,29 1,63 dl PCB 1,73 0,21 i.d. 4,05 1,05 TEQ dl PCB (ng/kg) 0,08 0,02 i.d. 0,3 0,08 HCB 0,25 i.d. 0,11 0,30 0,38 HCH i.d. i.d. i.d. i.d. i.d. klordaner i.d. i.d. i.d. i.d. i.d. DDT 0,20 0,35 0,06 0,16 0,49 Endrin i.d. i.d. i.d. i.d. i.d. Dieldrin i.d. i.d. i.d. i.d. i.d. Mirex i.d. i.d. i.d. i.d. i.d. * sum av CB 28, 51, 101, 118, 138, 153 og 180 (seven Dutch). I II III IV V Jord Jordprøvene hadde høyere PCB-konsentrasjoner enn sedimentprøvene (fra 47,5 678 µg/kg ts) (Tabell 7). I henhold til SFTs veileder for risikovurdering av forurenset jord (Vik & Breedveld 1999) så er normverdi for mest følsomt arealbruk (dvs. for at lokaliteten skal kunne brukes uten noen form for restriksjoner på arealbruk) for PCB 7 satt til 10 µg/kg ts. Denne verdien er overskredet (2 26 x) i samtlige jordprøver tatt i Barentsburg. De dioksinlignende PCB ene utgjorde fra 9 34 % av PCB i jordprøvene. Ettersom konsentrasjonen av dioksinlignende PCB er var høyere i jordprøvene enn i sedimentprøvene, så var den totale dioksintoksisiteten (TEQ) i jordprøvene også høyere enn i sediment (Tabell 7). Det er ikke utviklet noen norsk grenseverdi for dioksiner i jord. Jordprøvenes dioksintoksisitet basert på dioksinlignende PCB er var imidlertid høyere enn det som er målt tidligere for dioksiner/furaner i jord fra norske eller andre europeiske byer (Andersson et al. 2006). Som i sedimentprøvene var DDT og HCB de eneste pesticidene som ble detektert. DDTkonsentrasjonene var lavere enn normverdi for mest følsomt arealbruk (40 µg/kg ts, Vik & Breedveld 1999) i samtlige jordprøver. Som i sedimentprøvene ble det funnet betydelige innslag av DDT i jordprøvene, noe som indikerer nyere bruk av DDT. Også HCBkonsentrasjonen var lavere enn normverdi for mest følsomt arealbruk (30 µg/kg ts) (Tabell 7). Akvaplan-niva AS, 9296 Tromsø 12

17 Tabell 7. Konsentrasjoner av miljøgifter (µg/kg ts) i jordprøver fra Barentsburg, august BAR 3 BAR 6 BAR 11 BAR 14 BAR 18 TOC (%) 2,74 2,72 0,92 1,76 1,93 PCB 47,5 58, PCB 7 * 18,4 22, ,7 52,2 dl PCB 10,2 6,66 65,3 25,2 41,7 TEQ dl PCB 0,04 0,03 0,33 0,12 0,19 HCB 1,17 i.d. 0,23 0,22 0,61 HCH i.d. i.d. i.d. 1,30 i.d. klordaner i.d. i.d. i.d. i.d. i.d. DDT 2,70 i.d. 1,04 22,6 1,46 Endrin i.d. i.d. i.d. i.d. i.d. Dieldrin i.d. i.d. i.d. i.d. i.d. Mirex i.d. i.d. i.d. i.d. i.d. * sum av CB 28, 51, 101, 118, 138, 153 og 180 (seven Dutch) Bunnlevende evertebrater PCB-nivåene i benthiske evertebrater varierte fra 3,03 (i børstemarken Pectinaria) til 18,6 µg/kg vv (i skjellet Ciliatocardium ciliatum) (Tabell 8). Pectinaria er en børstemark som lever i sand/mudder, og ernærer seg av detritus som finnes i sedimentet. Den befinner seg på et relativt lavt trofisk nivå (se kap og 3.2). Ciliatocardium ciliatum er et skjell som lever nedgravd i sand og mudder. Også denne arten er sannsynligvis en detritus spiser, og som Pectinaria befinner arten seg lavt i næringskjeden (se kap og 3.2). Årsaken til de høye PCB-nivåene i denne arten er således ikke biomagnifisering gjennom næringskjeden, men det er mer sannsynlig at skjellet har tatt inn forurenset sediment. Også Buccinum sp. hadde et relativt høyt PCB-nivå. Denne arten er en rovsnegl som spiser det den kommer over. Den befinner seg således på et relativt høyt trofisk nivå (se kap og 3.2), og PCB-nivåene er sannsynligvis et resultat av biomagnifikasjon. De andre undersøkte artene hadde PCB-nivåer som lå mellom de angitte ytterpunktene. En annen årsak til varierende PCB-nivåer kan være variasjoner i artenes lipid-innhold. De organiske miljøgiftene er lipidløselige og man finner dermed vanligvis de høyeste konsentrasjonene i individer med høye lipidkonsentrasjoner. I Tabell 8 er konsentrasjonene oppgitt på våtveksbasis. Omregning til lipidbasis endret imidlertid ikke helhetsbildet, og vi har derfor valgt å kun vise våtvektsbaserte konsentrasjoner her. De dioksinlignende PCB ene utgjorde fra % av PCB, og TEQ varierte fra 0,03 (skjellet Arctica islandica) til 0,19 ng/kg vv (Buccinum sp.). Det finnes ingen klassifiseringssystemer for marine bløtbunnsorganismer, men grenseverdien for tilstandsklasse I for TEQ i blåskjell (Molvær et al. 1997) er satt til 0,2 ng/kg. Dette innebærer at alle evertebratene samlet inn utenfor Barentsburg hadde TEQ-.verdier som tilsvarte tilstandsklasse I for blåskjell. HCB ble detektert i 11 av de 12 analyserte prøvene av evertebrater (0,13 0,55 µg/kg vv), HCH i 8 av 12 prøver (0,05 0,17 µg/kg vv), klordaner i 11 av 12 prøver (0,04 0,36 µg/kg PCB i bosettinger på Svalbard - Et problem for dyreliv i havet? Akvaplan-niva AS Rapport

18 vv) og DDT i alle 12 prøvene (0,26 2,53 µg/kg vv). Endrin, dieldrin eller mirex ble ikke detektert i noen av de analyserte prøvene (Tabell 8). PCB- nivåene målt i foreliggende undersøkelse var sammenlignbare med de som ble målt av Hop et al. (2001) i noen av de samme artene samlet inn utenfor Barentsburg. HCB-nivåene var imidlertid lavere i foreliggende undersøkelse. Nivåene, både av PCB og de fleste klorerte pesticider målt i foreliggende undersøkelse var imidlertid høyere enn de som er målt i tilsvarende organismer fra Kongsfjorden (Tessmann 2008). Akvaplan-niva AS, 9296 Tromsø 14

19 Tabell 8. PCB og klorerte pesticider (µg/kg vv) i marine evertebrater fra Grønfjorden, august BB-3 BB-13 BB-14 BB-15 BB-17 BB-20 BB-22 BB-24 BB-25 BB-26 BB-27 BB-29 S. P. P. Buccinum Buccinum H. H. Y. C. A. Pectinaria M. sarsi droebachiensis bernhardus bernhardus sp sp araneus araneus hyperborea ciliatum islandica Lipid, % 8,45 1,99 2,65 1,86 1,34 0,66 0,67 1,88 1,2 1,72 1,41 0,82 PCB 5,99 4,59 10,6 17,6 8,77 7,69 6,18 3,03 2,92 6,07 18,6 3,90 * PCB 7 2,80 2,32 4,90 8,22 4,41 3,24 2,91 1,76 1,27 2,75 7,06 0,59 dl PCB 0,77 1,31 2,51 2,78 1,25 1,27 1,06 0,59 0,62 1,17 4,39 0,42 TEQ dl PCB (ng/kg vv) 0,05 0,09 0,16 0,19 0,09 0,08 0,07 0,05 0,04 0,07 0,25 0,03 HCB 0,13 0,55 0,55 0,43 0,23 0,3 0,25 0,52 0,36 0,26 0,39 i.d. HCH 0,07 0,17 0,17 0,09 i.d. 0,08 0,07 0,12 0,05 i.d. i.d. i.d. klordaner 0,04 0,17 0,23 0,36 0,26 0,2 0,07 i.d. 0,06 0,18 0,13 0,34 DDT 1,06 0,92 1,04 2,53 1,46 0,92 0,87 0,28 0,43 0,9 0,55 0,26 Endrin i.d. i.d. i.d. i.d. i.d. i.d. i.d. i.d. i.d. i.d. i.d. i.d. Dieldrin i.d. i.d. i.d. i.d. i.d. i.d. i.d. i.d. i.d. i.d. i.d. i.d. Mirex i.d. i.d. i.d. i.d. i.d. i.d. i.d. i.d. i.d. i.d. i.d. i.d. * sum av CB 28, 51, 101, 118, 138, 153 og 180 (seven Dutch). PCB i bosettinger på Svalbard - Et problem for dyreliv i havet? Akvaplan-niva AS Rapport

20 3.1.4 Fisk De høyeste konsentrasjonene av PCB ble målt i de relativts stasjonære, bunnlevende ulkeartene vanlig ulke og glattulke (gjennomsnitt PCB på 9,3 og 14,7 µg/kg våtvekt (vv)). Disse artene har omtrent samme levesett. De er stasjonær bunnfisk som er vanligst fra fjæra og ned mot 30 m dyp. De ligger delvis nedgravd eller skjult på bunnen mens de venter på byttedyr som mindre fisk eller krepsdyr. Uer (kun ett individ analysert), som også er en bunnlevende fisk, hadde et PCB-nivå som tilsvarte det i ulkene. De laveste PCB-nivåene ble målt i torsk og hyse (gjennomsnitt PCB 0,84 og 0,61 µg/kg vv). Torsken som det ble tatt prøver av er sannsynligvis kysttorsk, som lever forholdsvis stasjonært i kyststrøk og nært bunnen, men ikke i sedimentet, slik som ulkene gjør. Unghysa i Barentshavet er relativt stedbunden, men større fisk foretar lange vandringer. Både hos torsk og hyse ble de høyeste nivåene målt i den minste fisken, noe som kan indikere at den er mer stedbunden enn den større fisken som gjennom vandinger tidvis befinner seg i områder med lave nivåer av miljøgifter. Gapeflyndre og kloskate, som også er arter som lever i tett kontakt med sediment, hadde PCB-nivåer som lå mellom de i ulkene og torskefisken (Tabell 8). Grenseverdi for tilstandsklasse I (Ubetydelig/lite forurenset) for PCB 7 i torsk- og skrubbefilet i SFTs veileder for klassifisering av miljøkvalitet i fjorder og kystfarvann (Molvær et al. 1997) er på 5 µg/kg vv. Dette innebærer at PCB-nivåene i ulke, uer og flatfisk tilsvarte tilstandsklasse II, mens de i torsk og hyse tilsvarte tilstandsklasse I (Tabell 9). De dioksinlignende PCB ene utgjorde fra 0 43 % av PCB. Nivåene av dioksinlignende PCB er tilsvarte tilstandsklasse I for torsk, hyse, gapeflyndre og kloskate og tilstandsklasse II for de øvrige fiskeslagene (Tabell 9). TEQ-verdiene i fisk var sammenlignbare med de i benthiske evertebrater (Tabell 8). Av pesticidene ble HCB, klordaner og DDT detektert i de fleste fiskeprøvene (tilstandsklasse I - III). HCH ble kun detektert i gapeflyndre. Også i fisk var nivåene av PCB og klorerte pesticider sammenlignbare med de som ble målt i fisk fra samme området samlet inn i 2001 (Hop et al. 2001). Nivåene i ulke var imidlertid høyere enn de som er målt i de samme artene fra Kongsfjorden. I torsk derimot var nivåene sammenlignbare med de målt i torsk fra Kongsfjorden (Tessmann 2008). Akvaplan-niva AS, 9296 Tromsø 16

21 Tabell 9. PCB og klorerte pesticider (µg/kg vv) i samleprøver av fisk fra Grønfjorden, august Klassifisering i henhold til SFT veileder for klassifisering av miljøkvalitet i fjorder og kystfarvann (Molvær et al. 1997). Klassifiseringsgrenser for torsk er benyttet for torsk og hyse, mens grenser for skrubbe er benyttet for de andre fiskeartene. Hvit bakgrunn indikerer at klassifiseringsgrenser ikke eksisterer. F1 F3 F4 F5 F6 F7 F14 F15 F16 F17 F18 Torsk Torsk Glattulke Glattulke Vanlig ulke Vanlig ulke Gapeflyndre Uer Hyse Hyse Kloskate Lipid, % 3,40 0,40 4,43 3,23 2,19 2,48 5,25 0,25 0,38 0,47 0,51 PCB 1,21 0,47 12,25 17,12 9,28 9,35 3,43 12,66 0,35 0,88 2,80 PCB 7 * 1,06 0,47 5,84 7,79 5,26 5,43 2,34 7,22 0,35 0,38 0,85 dl PCB 0,45 i.d. 2,14 2,69 3,04 3,01 0,22 3,30 i.d. 0,38 1,02 TEQ dl PCB (ng/kg vv) 0,03 i.d. 0,16 0,19 0,22 0,21 0,02 0,24 i.d. 0,04 0,08 HCB 0,23 i.d. 0,44 0,35 0,31 0,38 0,55 i.d. 0,32 i.d. i.d. HCH i.d. i.d. i.d. i.d. i.d. i.d. 0,04 i.d. i.d. i.d. i.d. klordaner 0,40 0,30 0,11 0,31 0,38 0,38 0,72 0,66 0,09 i.d. i.d. DDT 0,21 n.d. 1,05 1,12 0,95 1,26 0,61 1,00 0,07 i.d. i.d. Endrin i.d. i.d. i.d. i.d. i.d. i.d. i.d. i.d. i.d. i.d. i.d. Dieldrin i.d. i.d. i.d. i.d. i.d. i.d. i.d. i.d. i.d. i.d. i.d. Mirex i.d. i.d. i.d. i.d. i.d. i.d. i.d. i.d. i.d. i.d. i.d. * sum av CB 28, 51, 101, 118, 138, 153 og 180 (seven Dutch). I II III IV V PCB i bosettinger på Svalbard - Et problem for dyreliv i havet? Akvaplan-niva AS Rapport

22 3.2 Stabile isotoper i organismer Biotaprøvene ble analysert for stabile isotoper av nitrogen (N) og karbon (C). Analyser av stabile isotoper benyttes ofte for å vurdere hvilket trofisk nivå organismer befinner seg på. De tyngre isotopene av C og N ( 13 C og 15 N) anrikes oppover i næringskjeden, mens nivået av de lettere isotopene ( 12 C og 14 N) er stabilt. Forskjellen mellom isotopene ( 13 C eller 15 N) øker derfor med økende trofisk nivå. Forskjellen er vanligvis størst for N, og det er derfor vanligst å bruke 15 N som et mål på trofisk nivå. PCB og andre organiske miljøgifter oppkonsentreres i næringskjeden og nivåene er derfor ofte høyest hos dyr som befinner seg høyt i næringskjeden (høyt trofisk nivå). For å tolke resultater fra miljøgiftsanalyser er det svært nyttig å ha data på stabile isotoper. Analysene av stabile isotoper i organismer fra Grønfjorden viser at kråkeboller befinner seg lavest i den benthiske næringskjeden, fulgt av hjerteskjell, kuskjell, Pectinaria og eremittkreps. Rovsneglen Buccinum sp. hadde den høyeste 15 N-verdien blant evertebratene. Av fiskene befant hyse seg lavest i næringskjeden, mens det kun var mindre forskjeller mellom de andre artene (Tabell 10). Tabell 10. Stabile isotoper av C og N i marine organismer fra Grønfjorden, august Prøve nr. Art 13 C 15 N BB 3 Kråkebolle Strongylocendrotus droebachiensis -22,84 3,98 BB 13 Eremittkreps, Pagurus bernhardus -18,18 10,52 BB 14 Eremittkreps Pagurus bernhardus -18,83 9,68 BB 15 Snegl Buccinum sp. -18,27 11,47 BB 17 Snegl Buccinum sp. -18,30 11,36 BB 20 Trollkrabbe, små Hyas araneus -18,06 10,48 BB 22 Trollkrabbe, stor Hyas araneus -18,73 10,23 BB 24 Børstemark Pectinaria -20,49 7,96 BB 25 Børstemark Maldane sarsi -19,51 10,42 BB 7 Hjerteskjell Ciliatocardium ciliatum -19,73 5,89 BB 29 Kuskjell Arctica islandica -18,97 7,75 F 1 Torsk Gadus morhua -20,93 10,22 F 3 Torsk Gadus morhua -20,95 10,46 F 4 Glattulke Gymnocanthus tricuspis -18,75 11,14 F 5 Glattulke Gymnocanthus tricuspis -18,93 10,08 F 6 Vanlig ulke Myoxocephalus scorpius -19,54 11,40 F 7 Vanlig ulke Myoxocephalus scorpius -18,42 12,58 F 14 Gapeflyndre Hippoglossoides platessoides -19,91 11,65 F 15 Uer Sebastes mentella -20,05 11,66 F 16 Hyse Melanogrammus aeglefinus -20,35 10,78 F 17 Hyse Melanogrammus aeglefinus -21,35 8,57 F 18 Kloskate Raja radiata -17,91 11,31 Akvaplan-niva AS, 9296 Tromsø 18

23 3.3 Biomagnifisering Som tidligere nevnt oppkonsentreres (biomagnifiserer) de persistente miljøgiftene (som PCB og klorerte pesticider) vanligvis oppover i næringskjeden. Man forventer derfor en sammenheng mellom konsentrasjon av miljøgifter og en organismes trofiske posisjon. For å undersøke biomagnifisering i den benthiske næringskjeden i Grønfjorden ble konsentrasjoner av PCB plottet mot 15 N-verdier i de samme organismene (Figur 5). Som Figur 5 viser så var det en dårlig sammenheng mellom nivå av PCB og trofisk plassering. Årsaken til dette kan være at organismene som er inkludert i undersøkelsen har et varierende levesett og at andre faktorer enn trofisk nivå er viktigere for miljøgiftseksponeringen. Slike faktorer kan for eksempel være grad av kontakt med forurenset sediment (lever på eller i sedimentet, mobil eller ikke mobil). Sum PCB (µg/kg vv) delta 15 N Figur 5. Sammenheng mellom PCB og 15 N i de samme marine organismene. 3.4 Miljøgiftsmønster Fjordene ved Svalbard utsettes både for langtransportere miljøgifter og for miljøgifter som slippes ut lokalt i bosettingene. Enkelte miljøgifter, som f.eks. lavklorerte PCB er, har et større potensial for langtransport enn andre (f.eks. de høyklorerte PCB-kongenerene). I områder som kun mottar miljøgifter via langtransport ser man derfor ofte et mønster dominerte av lavere klorerte forbindelse. I områder med lokale kilder vil kongenersammensetningen i det som lekker ut (f.eks. i maling, beting, hydraulikkolje, transformatorolje) være avgjørende for hvilket mønster man finner i miljøet. I Figur 6 er PCBprofilen i jordprøvene fra Barentsburg sammenlignet med profilen i den sovjetiske tekniske PCB-blandingen Sovol, og som figuren viser er profilen i de fleste jordprøvene veldig lik profilen i Sovol. I Figur 7 er PCB-profilen i sedimentprøver sammenlignet med profilen i Sovol. Som figuren viser er likheten mindre for sediment. Årsaken til dette kan være at PCBnivåene i sediment er så lave at analyse usikkerheten gjør at det virkelige mønsteret kamufleres. En annen årsak kan være at det finnes flere kilder til PCB som påvirker sedimentet eller at sedimentet inneholder mer nedbrutt PCB enn jordprøvene. PCB i bosettinger på Svalbard - Et problem for dyreliv i havet? Akvaplan-niva AS Rapport

24 % av sum PCB BAR 3 BAR 6 BAR 11 BAR 14 BAR 18 Sovol Figur 6. PCB-mønster i jordprøver fra Barentsburg, august PCB-profilen er sammenlignet med den i den sovjetiske tekniske PCB-blandingen Sovol % av sum PCB BB 1 BB 2 BB 3 St. 7 St. 8 Sovol Figur 7. PCB-mønster i sedimentprøver fra Grønfjorden, august PCB-profilen er sammenlignet med den i den sovjetiske tekniske PCB-blandingen Sovol. Akvaplan-niva AS, 9296 Tromsø 20

25 4 Sammenfattende diskusjon og konklusjoner Som andre fjorder på Svalbard mottar Grønfjorden langtransporterte miljøgifter (hav- og luftstrømmer), men den langtransporterte forurensningen kan ikke alene forklare miljøgiftsnivåene man finner i Grønfjorden. Resultatene fra foreliggende undersøkelse indikerer at det marine miljøet i Grønfjorden er påvirket av lokale utslipp av organiske miljøgifter, spesielt PCB, fra Barentsburg. Nivåene i sediment og organismer er høyere enn i områder som ikke har lokale kilder. Miljøgiftmønsteret indikerer videre at lokale kilder bidrar til forurensningen i marint miljø. Arter som er relativt stedbundne og som lever i nær kontakt med sedimentet har de høyeste konsentrasjonene av miljøgifter, mens arter som svømmer fritt i vannmassene og som sannsynligvis vandrer inn og ut av det forurensede området (for eksempel torsk og hyse) har nivåer som er sammenlignbare med individer prøvetatt i områder uten lokale kilder. Dette indikerer at den målbare påvirkningen fra Barentsburg er relativt lokal, og det er sannsynlig at det skjer er relativ rask fortynning, slik at konsentrasjonene av miljøgifter i sediment og organismer avtar relativt raskt med økende avstand til bosettingen. Dette betyr imidlertid at det skjer en spredning av miljøgifter til andre fjorder og havområder ved Svalbard, men på grunn av stor fortynning så er denne spredningen vanskelig å dokumentere/skille fra langtransport. PCB er fremdeles den dominerende miljøgiften i prøvene fra Grønfjorden, og de dioksinlignende PCB ene utgjør en betydelig andel av PCB i mange av prøvene (fra 0 43 %). HCB, HCH og klordaner forekommer i lavere konsentrasjoner enn PCB. Det samme er tilfelle for DDT. Forekomst av fersk DDT i prøvene indikerer lokale kilder som fremdeles er aktive. Analyser av sedimentprøvene indikerer at PCB-nivåene kan være i ferd med å avta. Sysselmannen og SFT har i de senere år hatt sterk fokus på fjerning av PCB-holdig avfall og mange av de lokale kildene er dermed sannsynligvis fjernet. Det er mulig at resultatene av aksjoner mot PCB-holdig avfall nå begynner å vise seg i form av en nedgang i PCB-nivåer. Dette bør imidlertid dokumenteres videre gjennom oppfølging av sedimentovervåkingen i Isfjordkomplekset (Evenset et al. 2006). Slik situasjonen er nå vurderes tilstanden slik at det ikke bør gjennomføres tiltak mot forurensede sedimenter i Grønfjorden, men oppryddingen i eventuelt gjenværende forurenset avfall bør fortsette og det bør vurderes om tiltak mot forurenset grunn bør gjennomføres. PCB i bosettinger på Svalbard - Et problem for dyreliv i havet? Akvaplan-niva AS Rapport

26 5 Referanser Andersson, M., R.T. Ottesen & T. Haugland Overvåking av jordforurensning i Trondheim NGU rapport Bakke, T., G. Breedveld, T. Källquist, A. Oen, E. Eek, A. Ruus, A. Kibsgaard, A. Helland & K. Hylland Veileder for klassifisering av miljøkvalitet i fjorder og kystfarvann Revisjon av klassifisering av metaller og organiske miljø i vann og sediment (TA-2229/2007). Cochrane, S., K. Næs, J. Carroll, H.C. Trannum, R. Johansen & S. Dahle Marin miljøundersøkelse ved bosetningene Barentsburg, Longyearbyen og Pyramiden i Isfjorden, Svalbard. Akvaplan-niva rapport s + vedlegg. Evenset, A., G.N. Christensen & R. Palerud Miljøgifter i marine sedimenter, Isfjorden, Svalbard Akvaplan-niva rapport p + vedlegg. Hop, H., K. Sagerup, M. Schlabach & G.W. Gabrielsen Persistent organic pollutants in marine macro-benthos near urban settlements in Svalbard; Longyearbyen, Pyramiden, Barentsburg and Ny-Ålesund. Norsk Polarinstitutt, internrapport nr ISO tidl. NS Norsk Standard. Retningslinjer for sedimentprøvetaking i marine områder. Jartun, M., T. Volden & R-T Ottesen PCB fra lokale kilder i Barentsburg, Pyramiden og Longyearbyen på Svalbard. NGU rapport Molvær, J., J. Knutzen, J. Magnusson, B. Rygg, J. Skei & J. Sørensen Klassifisering av miljøkvalitet i fjorder og kystfarvann. Veiledning 97: sider. Tessmann, M Trophic transfer of persistent organic pollutants in the benthic food web of Kongsfjorden, Sptizbergen. Master Thesis, University of Kiel, Germany. Vik, E.A. & G. Breedveld Veiledning om risikovurdering av forurenset grunn. SFT TA 1629/99. Akvaplan-niva AS, 9296 Tromsø 22

27 Vedlegg 1 - Feltrapport Grønfjorden benthos 2008 POP POPs Sted: Finneset (garn) SI Stabile isotoper Dato: Art ID Latinsk navn POP SI Kommentar Eremittkreps BB 1-08 Pagurus pubescens 5. ind. 2 ind. Store ind. (L) Eremittkreps BB 2-08 Pagurus pubescens 5 ind. 3 ind. Medium (M) Kråkebolle BB 3-08 Strongylocendrotus droebachensiensis 2 ind. 1 ind. Eremittkreps BB 4-08 Pagurus pubescens 4 ind. Små (S) Ukjent snegl 1 BB 5-08 Identifiseres i lab 5 ind. 3 ind. Prøve til ID frosset Ukjent snegl 1 BB 6-08 Identifiseres i lab 5 ind. 3 ind. Ukjent snegl 2 BB 7-08 Identifiseres i lab 5 ind. 2 ind. Prøve til ID frosset Ukjent snegl 2 BB 8-08 Identifiseres i lab 5 ind. 5 ind. Pyntekrabbe BB 9-08 Hyas araneus 5 ind. 3 ind. Store Pyntekrabbe BB Hyas araneus 5 ind. 3 ind. Store Pyntekrabbe BB Hyas araneus 5 ind. 3 ind. Små Pyntekrabbe BB Hyas araneus 5 ind. 3 ind. Små PCB i bosettinger på Svalbard - Et problem for dyreliv i havet? Akvaplan-niva AS Rapport

28 Grønfjorden benthos 2008 Sted: Tippen (garn) POP POPs Dato: SI Stabile isotoper Art ID Latinsk navn POP SI Kommentar Eremittkreps BB Pagurus pubescens 5. ind. 2 ind. Store ind. (L) Eremittkreps BB Pagurus pubescens 5 ind. 3 ind. Medium (M) Ukjent snegl 2 BB Identifiseres i lab 10 ind. 3 ind. Ukjent snegl 2 BB Identifiseres i lab 10 ind. 3 ind. Ukjent snegl 1 BB Identifiseres i lab 10 ind. 3 ind. Ukjent snegl 1 BB Identifiseres i lab 10 ind. 3 ind. Ukjent snegl 1 BB Identifiseres i lab 10 ind. Pyntekrabbe BB Hyas araneus 5 ind. 3 ind. Små Pyntekrabbe BB Hyas araneus 5 ind. 3 ind. Små Pyntekrabbe BB Hyas araneus 5 ind. 3 ind. Store Pyntekrabbe BB Hyas araneus 5 ind. 3 ind. Store + 1 pose eremittkreps og 1 pose pyntekrabbe frosset (Reserve) Sted: Grabb POP POPs Dato: SI Stabile isotoper Art ID Latinsk navn POP SI Kommentar Børstemark BB Pectinaria hyperborea 6 ind. 1 ind. Tatt ut av rør. Børstemark BB Maldane sarsi > 100 ind 3 ind. Tatt ut prove til ID (konservert på sprit) Skjell 1 BB Identifiseres i lab 26 ind. 3 ind. Tatt ut prove til ID Skjell 2 BB Identifiseres i lab 8 ind. 1 ind. Tatt ut prove til ID Skjell 3 BB Identifiseres i lab 1 ind. 1 ind. Tatt ut prove til ID Skjell 4 BB Identifiseres i lab 1 ind. 1 ind. Tatt ut prove til ID Akvaplan-niva AS, 9296 Tromsø 24

29 Fisk Grønfjorden Sted: Tippen Dato: Art ID Latinsk navn Lengde (cm) Kommentar Torsk F 1-BB Gadus morhua 19,0 Samleprøve av 5 fisk Torsk Gadus morhua 15,4 Hel fisk frosset til POPs Torsk Gadus morhua 14,0 Muskel frosset til SI analyser Torsk Gadus morhua 13,7 Torsk Gadus morhua 13,8 Torsk F 2-BB Gadus morhua 14,9 Samleprøve av 5 fisk Torsk Gadus morhua 16,7 Hel fisk frosset til POPs Torsk Gadus morhua 17,1 Muskel frosset til SI analyser Torsk Gadus morhua 14,0 Torsk Gadus morhua 16,0 Torsk F 3-BB Gadus morhua 36,0 Samleprøve av 5 fisk Torsk Gadus morhua 41,1 Hel fisk frosset til POPs Torsk Gadus morhua 35,0 Muskel frosset til SI analyser Torsk Gadus morhua 38,6 Torsk Gadus morhua 32,0 Glattulke F 4-BB Gymnocanthus tricuspis 16,4 Samleprøve av 5 fisk (hunner) Glattulke Gymnocanthus tricuspis 16,5 Hel fisk frosset til POPs Glattulke Gymnocanthus tricuspis 15,9 Muskel frosset til SI analyser Glattulke Gymnocanthus tricuspis 16,8 Glattulke Gymnocanthus tricuspis 17,3 Glattulke F 5-BB Gymnocanthus tricuspis 10,5 Samleprøve av 4 fisk (hunner) Glattulke Gymnocanthus tricuspis 9,3 Hel fisk frosset til POPs Glattulke Gymnocanthus tricuspis 9,2 Muskel frosset til SI analyser Glattulke Gymnocanthus tricuspis 6,5 Vanlig ulke F 6-BB Myoxocephalus scorpius 16,4 Samleprøve av 5 fisk (hanner) Vanlig ulke Myoxocephalus scorpius 16,8 Hel fisk frosset til POPs Vanlig ulke Myoxocephalus scorpius 19,0 Muskel frosset til SI analyser Vanlig ulke Myoxocephalus scorpius 16,3 Vanlig ulke Myoxocephalus scorpius 15,5 Vanlig ulke F 7-BB Myoxocephalus scorpius 22,0 Samleprøve av 5 fisk (hunner) Vanlig ulke Myoxocephalus scorpius 22,1 Hel fisk frosset til POPs Vanlig ulke Myoxocephalus scorpius 24,2 Muskel frosset til SI analyser PCB i bosettinger på Svalbard - Et problem for dyreliv i havet? Akvaplan-niva AS Rapport

30 Vanlig ulke Myoxocephalus scorpius 22,3 Vanlig ulke Myoxocephalus scorpius 21,5 + 8 torsk frosset hele Fisk Grønfjorden Sted: Finneset Dato: Art ID Latinsk navn Lengde (cm) Kommentar Torsk F 8-BB Gadus morhua 28,0 Samleprøve av 5 fisk Torsk Gadus morhua 29,5 Hel fisk frosset til POPs Torsk Gadus morhua 26,5 Muskel frosset til SI analyser Torsk Gadus morhua 28,1 Torsk Gadus morhua 31,0 Torsk F 9-BB Gadus morhua 9,1 Samleprøve av 7 fisk Torsk Gadus morhua 9,0 Hel fisk frosset til POPs Torsk Gadus morhua 9,1 Muskel frosset til SI analyser Torsk Gadus morhua 9,2 Torsk Gadus morhua 8,6 Torsk Gadus morhua 8,2 Torsk Gadus morhua 9,1 Glattulke F 10-BB Gymnocanthus tricuspis Glattulke Glattulke Glattulke Glattulke Gymnocanthus tricuspis Gymnocanthus tricuspis Gymnocanthus tricuspis Gymnocanthus tricuspis Glattulke F 11-BB Gymnocanthus tricuspis Glattulke Glattulke Glattulke Glattulke Gymnocanthus tricuspis Gymnocanthus tricuspis Gymnocanthus tricuspis Gymnocanthus tricuspis 22,1 Samleprøve av 5 fisk (hunner) 18,7 Hel fisk frosset til POPs 19,2 Muskel frosset til SI analyser 18,2 18,7 11,5 Samleprøve av 5 fisk (hunner) 11,7 Hel fisk frosset til POPs 10,4 Muskel frosset til SI analyser 10,8 10,2 Akvaplan-niva AS, 9296 Tromsø 26

31 Vanlig ulke F 12-BB Myoxocephalus scorpius Vanlig ulke Vanlig ulke Vanlig ulke Vanlig ulke Myoxocephalus scorpius Myoxocephalus scorpius Myoxocephalus scorpius Myoxocephalus scorpius Vanlig ulke F 13-BB Myoxocephalus scorpius Vanlig ulke Vanlig ulke Vanlig ulke Vanlig ulke Myoxocephalus scorpius Myoxocephalus scorpius Myoxocephalus scorpius Myoxocephalus scorpius Gapeflyndre F 14-BB Hippoglossoides platessoides Gapeflyndre Gapeflyndre Gapeflyndre Gapeflyndre Hippoglossoides platessoides Hippoglossoides platessoides Hippoglossoides platessoides Hippoglossoides platessoides 24,0 Samleprøve av 5 fisk (hunner) 24,1 Hel fisk frosset til POPs 23,8 Muskel frosset til SI analyser 23,9 22,0 15,2 Samleprøve av 5 fisk (hunner) 16,0 Hel fisk frosset til POPs 15,8 Muskel frosset til SI analyser 17,0 19,5 23,0 Samleprøve av 5 fisk 21,0 Hel fisk frosset til POPs 22,3 Muskel frosset til SI analyser Snabeluer F 15-BB Sebastes mentalla 33,2 Kun ett individ. Hel fisk tatt til POPs, muskel til SI Fisk Grønfjorden 18,2 22,2 Sted: Line utenfor kai Dato: Art ID Latinsk navn Lengde (cm) Kommentar Hyse F 16-BB Melanogrammus aeglefinnus Hyse Hyse Melanogrammus aeglefinnu Melanogrammus aeglefinnu Hyse Melanogrammus 42,8 50,0 Samleprøve av 5 fisk 45,2 Hel fisk frosset til POPs 41,5 Muskel frosset til SI analyser PCB i bosettinger på Svalbard - Et problem for dyreliv i havet? Akvaplan-niva AS Rapport

32 Hyse aeglefinnu Melanogrammus aeglefinnu Hyse F 17-BB Melanogrammus aeglefinnu Hyse Hyse Hyse Hyse Melanogrammus aeglefinnu Melanogrammus aeglefinnu Melanogrammus aeglefinnu Melanogrammus aeglefinnu 44,2 37,6 Samleprøve av 5 fisk 33,8 Hel fisk frosset til POPs 31,2 Muskel frosset til SI analyser Kloskate F 18-BB Raja radiata 54,5 Samleprøve av 5 fisk Kloskate Raja radiata 46,0 Hel fisk frosset til POPs Kloskate Raja radiata 51,5 Muskel frosset til SI analyser Kloskate Raja radiata 52,5 33,3 34,5 Kloskate Raja radiata 43,3 Akvaplan-niva AS, 9296 Tromsø 28

33 6 Vedlegg 2 Analyserapport PCB i bosettinger på Svalbard - Et problem for dyreliv i havet? Akvaplan-niva AS Rapport

34 SCIENTIFIC PRODUCTION ASSOCIATION TYPHOON Center for Environmental Chemistry REPORT ON THE SUB-PROJECT-4/08 Analytical Determination of PTS levels in bottom sediments and biota PROJECT TITLE: Contaminant Levels in biota and sediment samples from Norway Project Manager: Alexei Konoplev Contributors: L.Alexeeva, A.Kochetkov, D.Samsonov, E.Pasynkova, T.Rakhmanova, G.Moshkarova, G.Khomushku, A.Pantukhina, T.Morshina Obninsk, February, 2009