Miljøgifter i jord, marine sedimenter og fisk fra Kinnvika, Nordaustlandet, Svalbard, 2011

Transkript

1 Miljøgifter i jord, marine sedimenter og fisk fra Kinnvika, Nordaustlandet, Svalbard, 2011 Akvaplan-niva AS Rapport:

2 Forsidefoto: Kinnvika. Foto: Guttorm N. Christensen, Akvaplan-niva.

3 Akvaplan-niva AS Rådgivning og forskning innen miljø og akvakultur Org.nr: NO MVA Framsenteret 9296 Tromsø Tlf: , Fax: Rapporttittel / Report title Miljøgifter i jord, marine sedimenter og fisk fra Kinnvika, Nordaustlandet, Svalbard, Forfatter(e) / Author(s) Anita Evenset Guttorm N. Christensen Akvaplan-niva rapport nr / report no Dato / Date Antall sider / No. of pages 26 + vedlegg Distribusjon / Distribution Offentlig Oppdragsgiver / Client Svalbard Miljøvernfond Oppdragsg. referanse / Client s reference Trine Krystad Sammendrag / Summary En undersøkelse gjennomført i konkluderte med at det var høye nivåer av polyklorerte bifenyler (PCB) og forhøyde nivå av polyaromatiske hydrokarboner (PAH) i jordsmonn rundt en forlatt forskningsstasjon i Kinnvika på Nordaustlandet (Harris 2008). Akvaplan-niva mottok i 2011 støtte fra Svalbard Miljøvernfond for å undersøke om den påviste forurensningen hadde spredt seg til det marine miljø. Innsamling av jordprøver, sedimentprøver og fisk ble gjennomført i august I alt ble 10 jordprøver, 13 sedimentprøver, 14 samleprøver av fisk og en samleprøve av amfipoder analysert for PCB 7 og PAH av akkreditert laboratorium. Resultatene viste at det var lave nivåer av PCB i alle jord- og sedimentprøver (tilstandsklasse I). Også i fisk var det lave PCBnivåer. PAH-nivåene var lave både i jord og sediment (tilstandsklasse I i samtlige prøver). Resultatene fra denne undersøkelsen avviker betydelig fra de som ble rapportert av Harris (2008). Vår vurdering er at det er lave nivåer og små mengder PCB i jordsmonnet på den tidligere forskningsstasjonen. Resultatene tilsier at det ikke er behov for ytterligere risikovurderinger eller tiltak i området. Prosjektleder / Project manager Kvalitetskontroll / Quality control Anita Evenset Roger Velvin 2012 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 Bakgrunn Målsetning MATERIALE OG METODE Jordprøver Sediment Fisk og amfipoder Analyser Klassifisering og risikovurdering RESULTATER OG DISKUSJON Jordprøver PCB Klorerte pesticider PAH Sedimentprøver PCB Klorerte pesticider PAH Fisk og amfipoder PCB Klorerte pesticider KONKLUSJONER OG ANBEFALINGER REFERANSER VEDLEGG 1 OVERSIKT OVER FISKEMATERIALET VEDLEGG 2 FULLSTENDIGE ANALYSERAPPORT Miljøgifter i jord, marine sedimenter og fisk fra Kinnvika, Nordaustlandet, Svalbard, 2011 Akvaplan-niva AS Rapport

6 Forord En undersøkelse gjennomført i , og rapportert i en Bachelor-oppgave fra University of Tasmania (Harris 2008), påviste høye nivåer av polyklorerte bifenyler (PCB) og forhøyde nivåer av polyaromatiske hydrokarboner (PAH) i jordsmonn fra Kinnvika på Nordaustlandet, Svalbard. Forurenset grunn vil kunne være en kilde til forurensning i marint miljø. Nedbør og smeltevann som renner gjennom det forurensede området vil kunne ta med seg forurensede partikler til sjøen, hvor de avsettes lokalt eller spres videre. Det ble ikke tatt sedimentprøver i undersøkelsen som ble gjennomført i 2008, så det var uklart om forurensningen i Kinnvika har spredt seg til marint miljø. Akvaplan-niva søkte i 2010 Svalbard Miljøvernfond om midler til å gjennomføre en kartlegging av miljøgifter i marint sediment og fisk fra Kinnvika. Søknaden ble innvilget med noe kutt i budsjettet. Prosjektleder hos Akvaplan-niva har vært Anita Evenset, og Guttorm N. Christensen har bistått med feltarbeid og rapportering. Feltarbeidet ble gjennomført i august 2011 med base på Sysselmannens fartøy M/S Nordsyssel. Vi vil benytte anledning til å takke ansatte hos Sysselmannen og mannskapet på M/S Nordsyssel for all hjelp til prøvetaking og for transport til og fra Kinnvika. En stor takk også til Qno Lundkvist, Klima og forurensningsdirektoratet (Klif) som var til stor hjelp under prøvetakingen. Svalbard Miljøvernfond takkes for økonomisk støtte til prosjektet. Tromsø Anita Evenset Prosjektleder Akvaplan-niva AS, 9296 Tromsø 2

7 1 Innledning 1.1 Bakgrunn I ble en forskningsstasjon etablert av en svensk, finsk og sveitsisk ekspedisjon i Kinnvika på Nordaustlandet (Figur 1). Stasjonen består av i alt 11 bygninger, som ble etablert spredt i terrenget. Stasjonen hadde også egen flystripe. Staten eier i dag stasjonen, som ble forlatt i slutten av august Den er bare sporadisk brukt siden. Bygningene er fremdeles i relativt god stand (Figur 2) og det står en del gammelt utstyr på området (Figur 3). Klimaet i området er typisk høy-arktisk. Jordsmonnet er tynt og det er lite vegetasjon i området. Kinnvika Figur 1. Kart som viser Svalbard og Kinnvika. Miljøgifter i jord, marine sedimenter og fisk fra Kinnvika, Nordaustlandet, Svalbard, 2011 Akvaplan-niva AS Rapport

8 Figur 2. Kinnvika, august Foto: Anita Evenset, Akvaplan-niva. Figur 3. Etterlatenskaper fra tidligere aktiviteter står fremdeles i området rundt bygningene. Foto: Guttorm N. Christensen, Akvaplan-niva. I 2008 gjennomførte en student fra Universitet i Tasmania, i samarbeid med forskere fra Universitetssenteret på Svalbard (UNIS) en undersøkelse av forurensningssituasjonen rundt forskningsstasjonen (Harris 2008). Det ble tatt prøver av overflatejord fra området rundt stasjonen, samt fra områder hvor det hadde foregått avfallsforbrenning. I tillegg ble det tatt noen prøver fra antatt upåvirkede områder (bakgrunn/referanseprøver). Jordprøvene ble analysert for Akvaplan-niva AS, 9296 Tromsø 4

9 Polyklorerte bifenyler (PCB) og Polyaromatiske hydrokarboner (PAH); begge gruppene er vanlige å kartlegge der en ser etter forurensning fra tidligere tiders aktiviteter ("gamle synder"). PAH-forurensning kan komme fra oljesøl eller forbrenning av avfall, mens PCB tidligere ble benyttet i hydraulikkolje, transformatorer, isolerglassvinduer, maling mm. Resultatene fra undersøkelsen til Harris (2008) viste at det var relativt høye nivåer av PAH i flere av de analyserte prøvene (i 22 % av prøvene var PAH-konsentrasjonen høyere enn antatt bakgrunnsnivå). PAH-forurensningen hadde i stor grad spredt seg ut over hele det undersøkte området. Det ble funnet til dels svært høye konsentrasjoner av PCB i noen av jordprøvene (opp til ca. 18 mg/kg, noe som tilsvarer svært dårlig miljøtilstand i henhold til Klima og forurensningsdirektoratets definisjoner, Hansen & Danielsberg 2009). PCB-forurensningen var mer avgrenset enn PAH-forurensningen, men nivåene av PCB var generelt betydelig høyere enn PAH-nivåene. Undersøkelsen viste videre at forurensningen de siste 50 år har endret karakter, men at nedbrytningen går svært langsomt (Harris 2008). 1.2 Målsetning Sysselmannen på Svalbard har startet arbeidet med forvaltningsplan for naturreservatet på Nordaustlandet, og det var derfor viktig å få avklart om forurensningen hadde spredt seg til sjø. Målsettingen med prosjektet var derfor å undersøke om forurensningen på land hadde spredt seg til marint miljø, og eventuelt hvor stort område i sjø som er påvirket. I tillegg skulle det undersøkes om eventuell forurensning er biotilgjengelig (dvs. tilgjengelig for opptak i dyr) gjennom prøvetaking av stasjonær, bunnlevende fisk. Miljøgifter i jord, marine sedimenter og fisk fra Kinnvika, Nordaustlandet, Svalbard, 2011 Akvaplan-niva AS Rapport

10 2 Materiale og metode Prøvetaking av jord, sediment og fisk ble gjennomført august 2011 med Sysselmannens fartøy M/S "Nordsyssel" som base. 2.1 Jordprøver Det er tynt jordsmonn og lite vegetasjon i Kinnvika. Området er i stor grad preget av grus og større eller mindre stein (Figur 4). For å kunne vurdere om eventuell forurensning i jordsmonnet på land hadde spredt seg til sjø ble det tatt 10 jordprøver fra stasjonsområdet (Figur 5; Tabell 1). To av disse jordprøvene ble tatt på samme sted som jordprøver analysert av Harris (2008). Prøvemerkingen fra 2007 sto fremdeles på enkelte av stasjonene, så det var uproblematisk å finne tilbake til eksakt samme sted. Jordprøvetakingen ble gjennomført for å kunne sammenligne miljøgiftsprofiler på land og i sjø. Hvis profilene er samsvarende er det sannsynlig at det lokale jordsmonnet er kilden til eventuell forurensning i sjø. Figur 4. Kinnvika sett fra sjøsiden. Det er mye stein og lite vegetasjon i området. Foto: Anita Evenset, Akvaplan-niva. Akvaplan-niva AS, 9296 Tromsø 6

11 Figur 5. Kart som viser plassering av stasjoner for jord- og sedimentprøver, samt plassering av garnlenker for innsamling av fisk, Kinnvika, august Grønne symboler viserposisjoner for jordprøver, mens blå symboler viser posisjoner for sedimentprøver. På de fleste stasjonene ble det kun tatt overflatejord (ca. 0 2 cm) (Figur 6), men på en stasjon ble det også tatt dypere prøver (se Tabell 1). Ettersom jordsmonnet var svært grunt var det ikke mulig å få prøver dypere enn ca. 10 cm. Prøvene ble tatt med en metallspade og oppbevart i diffusjonstette rilsan-poser. Spaden ble vasket med etanol mellom hver stasjon for å unngå krysskontaminering mellom stasjonene. Jordsmonnet på alle stasjonene ble vurdert visuelt (Tabell 1) og fotografert. Noen eksempler er vist i Figur 6. Synlige stein og store klumper ble fjernet før jorden ble lagt i posene. Etter prøvetaking ble prøvene frosset til -20 C og oppbevart frosset frem til analyse. Miljøgifter i jord, marine sedimenter og fisk fra Kinnvika, Nordaustlandet, Svalbard, 2011 Akvaplan-niva AS Rapport

12 Figur 6. Jordsmonnet på noen av stasjonene hvor det ble tatt prøver. Jordsmonnet er tynt og jorda inneholder lite organisk materiale. Foto: Guttorm N. Christensen, Akvaplan-niva. Tabell 1. Oversikt over jordprøver som ble analysert for miljøgifter, Kinnvika, august Stasjoner som refereres til under beliggenhet gjelder de som ble rapportert av Harris (2008). Posisjoner oppgitt som grader og desimaler av grader. Stasjon Dyp (cm) Beliggenhet Beskrivelse Posisjon A7 0-2 Nord for utedo Torv, humus, svart grus N80,05247 E18,22400 C4 0-2 I steinur Brun sand N80,05195 E18,21485 D7 0-2 N80,05130 E18,22343 D9 0-2 Kompakt svart jord N80,05096 E18,22803 G1 0-2 Fjære Grov sand grus N80,05044 E18,20932 G7 0-2 Myr / elv Torv / jord N80,05010 E18,22558 K27B 0-2 Tidligere K27 2 meter fra NP fuelfat, torv N80,05060 E18,21129 K08A 0-2 På K08 Brun sand, jord, stein N80,05150 E18,21164 " K08B 2-5cm På K08 Brun sand, jord, stein " " K08C 5-10 cm På K08 Brun sand, jord, stein " 2.2 Sediment Sedimentprøvene ble tatt med en Van Veen grabb. Målsetningen var å ta 4 grabbskudd fra hver stasjon, men dette lot seg ikke gjøre ettersom det var svært mye stein i området. Det var derfor svært vanskelig å ta sedimentprøver. Etter svært mange forsøk klarte vi å ta sedimentprøver fra 5 stasjoner på dyp fra m (Tabell 2; Figur 5). På disse stasjonene fantes finkornet sediment mellom og under steiner. Sedimentprøvene som ble analysert ble derfor tatt mellom og under steiner og de representerte dermed ikke en uforstyrret overflate. Ettersom hensikten med Akvaplan-niva AS, 9296 Tromsø 8

13 undersøkelsen var å vurdere om det hadde vært noe utlekking av forurensning fra grunnen på/rundt forskningsstasjonen ble det likevel vurdert som relevant å analysere det sedimentet som det var mulig å få tak i. sedimentet ble tatt ved bruk av metallskje. Figur 7. Sedimentprøver ble tatt med en vanveen-grabb. Foto: Anita Evenset, Akvaplan-niva. I tillegg til sedimentet i sjø ble det tatt sedimentprøver fra 8 stasjoner i fjæresonen. Disse ble tatt ved bruk av metallspade. En oversikt over stasjoner er gitt i Tabell 2 og i Figur 5. Sedimentprøvene ble overført til brente glass og oppbevart frosset ved 20 C fram til analyser. Tabell 2. Informasjon om sedimentprøver fra Kinnvika som ble analysert for miljøgifter. Posisjoner oppgitt som grader og desimaler av grader. Stasjon Dyp (m) Beskrivelse Posisjon KS1 Østre fjæresone Grov sand N80,04930 E18,23422 KS2 Fjæresone Grov sand N80,04930 E18,23164 KS3 Fjæresone Grov sand N80,04923 E18,22903 KS4 Fjæresone Grov sand N80,04915 E18,22642 KS5 Fjæresone Grov sand N80,04906 E18,22395 KS6 Fjæresone Grov sand N80,04895 E18,22134 KS7 Fjæresone Grov sand N80,04888 E18,21881 KS8 Fjæresone i sjø Finpartikulært N80,04894 E18,22161 KV1 65 Brun/grått sediment, mye stein N80,02423 E18,13737 KV2 32 Brunt, finkornet sediment mellom steiner N80,02494 E18,14596 KV3 75 Brunt, finkornet sediment mellom steiner N80,02318 E18,13808 KV4 88 Lysebrunt sediment, mye stein N80,02115 E18,13708 KV5 103 Leire, mye stein N80,02856 E18,22189 Miljøgifter i jord, marine sedimenter og fisk fra Kinnvika, Nordaustlandet, Svalbard, 2011 Akvaplan-niva AS Rapport

14 2.3 Fisk og amfipoder Stedbunden fisk (ulke (Myoxocephalus scorpius)), samt amfipoder fra strandsonen ble samlet inn for å vurdere om organiske miljøgifter hadde blitt tatt opp i lokal biota. Multigarn ble satt ut ved bunnen på 4 stasjoner, i økende avstand fra forskningsstasjonen (Tabell 3; Figur 5). Garnene sto ute i 2 omganger á ca. 12 timer hver. I alt 57 ulker ble fanget i garnene (Vedlegg 1). Fisken ble dissekert umiddelbart og en bit av ryggmuskelen ble tatt ut til analyse. Muskel fra 5 fisk ble slått sammen før analyser (i alt 13 samleprøver av ulke) (Vedlegg 1). I tillegg ble det fanget torsk (Gadus morhua) og polartorsk (Boreogadus saida). To samleprøver av torsk ble også analysert for å sammenligne nivåer i stedbunden og mer vandrende fisk. Lengde og vekt på den analyserte fisken er oppgitt i Vedlegg 1. Tabell 3. Posisjoner for garnlenker utenfor Kinnvika, august Start- og stopp posisjon for garnlenkene er oppgitt. Garnene sto på dyp fra 1 14 m. Stasjon Posisjon Garn 1 N80,0491 E18,1842 N80,0491 E18,1877 Garn 2 N80,0503 E18,2076 N80,0501 E18,2050 Garn 3 N80,0477 E18,2223 N80,0469 E18,2209 Garn 4 N80,0457 E18,2555 N80,0453E18, Analyser De kjemiske analysene ble utført av Center for Environmental Chemistry, Typhoon, Obninsk, Russland. Jord og sediment ble analysert for følgende miljøgifter: PAH: 16 EPA + NPD (Naftalen, fenantren, dibensothiofen og deres alkylkerte homologer) Polyklorerte bifenyler (PCB): 64 kongenere, inkludert dioksinlignende kongenere. Klorerte pesticider: Heksaklorbensen (HCB), heksaklorsykloheksan (HCH, α- β- og γ- HCH), heptachlor, heptachlor epoxide, klordaner (oxyklordan, trans-klordan, ciskllordan, 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. Totalt organisk karbon (TOC) og kornstørrelse (kun sediment i sjø). Fiskeprøvene ble analysert for de samme PCB-kongenerene og klorerte pesticider som jord- og sedimentprøvene. Ettersom fisk er i stand til å bryte ned PAH ble det ikke utført PAH-analyser av fiskeprøvene. Metodebeskrivelser og beskrivelse av kvalitetssikringssystem for analysene er gitt i Vedlegg Klassifisering og risikovurdering Jordprøvene klassifiseres i henhold til Klima og forurensningsdirektoratets (Klif) veileder TA 2553/2009 "Helsebaserte tilstandsklasser for forurenset grunn" (Hansen & Danielsberg 2009). Jorda blir etter denne veilederen klassifisert etter konsentrasjonen av miljøgifter i tilstandsklasser fra klasse 1 5, hvor tilstandsklasse 1 tilsvarer "Meget god miljøtilstand" og tilstandsklasse 5 "Svært dårlig tilstand" (Tabell 4). Grunn som inneholder høyere konsentrasjon av miljøgifter enn det som er spesifisert for klasse 5 anses å være farlig avfall. Klasse 1 representerer arealer som ikke utgjør noen risiko for helse eller miljø (normverdi). Akvaplan-niva AS, 9296 Tromsø 10

15 Første trinn i en risikovurdering for forurenset grunn er å sammenligne konsentrasjoner av miljøgifter i jordprøvene med en såkalt normverdi (jfr. Vik et al. 1999). Normverdiene for forurenset grunn er grenseverdien mellom klasse 1 og 2. Hvis nivåene av miljøgifter er lavere enn normverdi er det ikke nødvendig med ytterligere risikovurderinger. Hvis jordmassene inneholder miljøgifter tilsvarende tilstandsklasse 4 eller 5 er det ofte nødvendig å beregne risiko for spredning av miljøgifter til tilgrensende landområder, ferskvann eller sjø. Grenseverdier for miljøgiftene som inngår i foreliggende prosjekt (PCB, DDT og PAH) er vist i Tabell 5. Tabell 4. Tilstandsklasser for forurenset grunn og beskrivelse av tilstand (Hansen & Danielsberg 2009, Tilstandsklasser for forurenset grunn, Klif TA-2553/2009). Tilstandsklasse Beskrivelse av tilstand Meget god God Moderat Dårlig Svært dårlig Øvre grense styres av Normverdi Helsebaserte akseptkriterier Helsebaserte akseptkriterier Helsebaserte akseptkriterier Nivå som anses å være farlig avfall Tabell 5. Tilstandsklasser for forurenset grunn. Konsentrasjonene er angitt i mg/kg TS (Hansen & Danielsberg 2009, Tilstandsklasser for forurenset grunn, Klif TA-2553/2009). Tilstandsklasse/ Stoff Meget god God Moderat Dårlig Svært dårlig ƩPCB 7 < 0,01 0,01-0,5 0, DDT < 0,04 0, ƩPAH 16 < Benzo(a)pyren < 0,1 0,1-0,5 0, Klifs klassifiseringssystem er ikke spesielt tilpasset arktiske strøk, og vi mener derfor at det også må utøves skjønn i forståelse av resultater fra fjerntliggende arktiske områder. Prøvene er derfor klassifisert ved bruk av Klifs system, men resultatene kommenteres også ut fra undersøkelsesområdets beliggenhet og de miljømessige forholdene tilknyttet klimasonen. Resultatene for miljøgifter i sediment er vurdert ut fra Klifs veileder for klassifisering av miljøgifter i vann og sediment (Bakke et al. 2007a, TA-2229/2007). I denne veilederen klassifiseres sedimentet til en av fem tilstandsklasser basert på innhold av miljøgifter. Systemet er basert på kunnskap om effekter av miljøgifter og klassegrensene representerer en forventet økende grad av skade på organismesamfunn (Tabell 6). Tabell 6. Tilstandsklasser i henhold til Klifs reviderte veileder for klassifisering av miljøgifter i vann og sediment (Bakke et al. 2007a. Tilstandsklasser for forurenset grunn. Klif 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 langtids-eksponering Akutt toksiske effekter ved korttidseksponering Omfattende akutt toksiske effekter Miljøgifter i jord, marine sedimenter og fisk fra Kinnvika, Nordaustlandet, Svalbard, 2011 Akvaplan-niva AS Rapport

16 Resultatene er også vurdert i henhold til Klifs "Veileder for risikovurdering av forurenset sediment" (Bakke et al. 2007b). I denne veilederen oppgis grenseverdier for når utvidede risikovurderinger for sediment bør gjennomføres. Hvis sedimentet inneholder miljøgiftskonsentrasjoner som er lavere enn grenseverdien er det vanligvis tilstrekkelig å utføre en trinn 1 risikovurdering, dvs. en vurdering hvor konsentrasjoner av miljøgifter sammenlignes med grenseverdiene (tilsvarer stort sett grenseverdi mellom tilstandsklasse II og III i Bakke et al a). Hvis grenseverdiene overskrides må det vurderes om videre risikovurderinger skal gjennomføres. Resultatene for miljøgifter i biota er vurdert i henhold til Klif-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 7. Tabell 7. Tilstandsklassifisering for miljøgifter i biota iht. Klif-veiledning 97:03 (Molvær et al. 1997). Klasse I Klasse II Klasse III Klasse IV Klasse V Ubetydelig Lite forurenset Moderat forurenset Markert forurenset Sterkt forurenset Meget sterkt forurenset Akvaplan-niva AS, 9296 Tromsø 12

17 3 Resultater og diskusjon Som alle land- og sjøområder på Svalbard tilføres også Kinnvika langtransporterte miljøgifter. Dette fører til at det finnes et lavt bakgrunnsnivå av flere av de vanligste menneskeskapte miljøgiftene (som for eksempel PCB) i både luft, vann, jord, sediment og biota fra alle deler av kloden. Andre forbindelser, som PAH, finnes naturlig i jordsmonn, men tilføres også pga. menneskelige aktiviteter (for eksempel forbrenning av fossilt brensel og oljesøl). Nivåene som skyldes langtransport er imidlertid lave (AMAP 2011) og det vil derfor i de fleste tilfeller være enkelt å skille forurensning fra lokale kilder fra den langtransporterte. I undersøkelsen som ble gjennomført i Kinnvika var målsetningen å vurdere om lokale kilder hadde ført til forurensning av grunnen og det marine miljø. 3.1 Jordprøver PCB Ti jordprøver ble analysert for i alt 64 PCB-kongenere (se vedlegg 2 for fullstendig liste). Et sammendrag av analyseresultater for PCB er gitt i Tabell 8. Analysene viste at det er lave PCBnivåer, tilsvarende tilstandsklasse I Meget god i henhold til Klifs klassifiseringssystem for forurenset grunn (Hansen & Danielsberg 2009), i alle de analyserte jordprøvene. De dioksinlignende kongenerene utgjorde fra 7 60 % av sum PCB. Som nevnt er ikke Klifs klassifiseringssystem spesielt tilpasset arktiske strøk. Grenseverdien for tilstandsklasse I er 10 µg PCB 1 7 /kg tørrstoff (ts). I områder langt fra lokale kilder forventer man imidlertid lavere konsentrasjoner enn dette. I områder uten bosettinger i Arktis eller Antarktis ligger bakgrunnsnivåene av PCB (dvs. nivå som skyldes langtransport) som oftest under 1 µg/kg ts (AMAP 2004; Negoita et al. 2003). De fleste jordprøvene fra Kinnvika (6 av 10) hadde PCBkonsentrasjoner < 1 µg/kg ts (Tabell 8). Hvis man vurderer sum PCB 7 så var det kun prøven fra stasjon A7 som hadde PCB-nivåer som overskred 1 µg/kg, men hvis sum av 64 PCB-kongenere benyttes var konsentrasjonen over 1 µg/kg på 4 av stasjonene. Dette viser at området i hovedsak er påvirket av langtransportert forurensning. Det er mulig at aktivitetene på forskningsstasjonen i tillegg har tilført et lite lokalt bidrag. 1 Sum av CB 28, 52, 101, 118, 138, 153, 180 Miljøgifter i jord, marine sedimenter og fisk fra Kinnvika, Nordaustlandet, Svalbard, 2011 Akvaplan-niva AS Rapport

18 Tabell 8. PCB-konsentrasjoner i jordprøver fra Kinnvika, august Konsentrasjoner er angitt i µg/kg tørrstoff. Fargekoder i henhold til Klifs veileder for helsebaserte tilstandsklasser for forurenset grunn (se fargekoder under, Hansen & Danielsberg 2009). Verdier under lod er satt som 0 i beregning av sum. dlpcb = dioksinlignende PCB-kongenere. Tilstandsklasse Meget god God Moderat Dårlig Svært dårlig Stasjon Dyp (cm) TOC (%) Sum PCB Sum dlpcb Sum PCB 7 * A ,2 2,91 0,79 1,33 C ,6 0,91 0,16 0,24 D ,5 1,25 0,25 0,62 D ,56 0,76 0,13 0,43 G ,08 0,51 0,10 0,40 Sum PCB6 Harris G ,9 2,25 0,44 0,91 K27B ,1 2,41 0,63 0, K08A 0-2 0,76 0,59 0,12 0, K08B 2-5cm 0,70 0,42 0,03 0,19 K08C 5-10 cm 0,34 0,08 0,05 0,08 *Sum av CB 28, 52, 101, 118, 138, 153, 180 Resultatene fra denne undersøkelsen er ikke i samsvar med resultatene rapportert av Harris (2008). Harris rapporterte om PCB-nivåer (sum PCB 6, CB 28, 52, 118, 138, 153 og 180) som varierte mellom < deteksjonsgrensen for analysemetoden (lod) og µg/kg ts. I foreliggende undersøkelse varierte nivåene (sum PCB 7 ) mellom < lod 1,33 µg/kg tørrstoff. Samtidig som feltarbeidet for dette prosjektet ble gjennomført ble det tatt et stort antall jordprøver på land for å avgrense det forurensede området som var påvist av Harris (2008). Sysselmannen på Svalbard var initiativtaker og finansierte denne undersøkelsen, som også ble gjennomført av Akvaplan-niva (Evenset & Christensen 2011). I denne undersøkelsen ble 88 jordprøver analysert for PCB 7 og PAH av akkreditert laboratorium (Unilab Analyse AS). Evenset & Christensen (2011) rapporterte om lave nivåer av PCB (tilstandsklasse I) i alle, unntatt en jordprøve (tilstandsklasse II). PAH-nivåene var også relativt lave (tilstandsklasse I i samtlige prøver). Både resultatene fra undersøkelsen til Evenset & Christensen (2011) og resultatene fra undersøkelsen som rapporteres her avviker betydelig fra de som ble rapportert av Harris (2008). Det er en del forskjeller i studien til Harris (2008) og foreliggende studie. Harris (2008) analysert kun fraksjonen < 1 mm, dvs. at jordprøvene ble siktet før analyse og kun finfraksjonen ble analysert. Miljøgifter, som PCB og PAH, binder seg i størst grad til finpartikulært materiale ettersom dette har størst overflate:volum forhold. Man forventer derfor høyest konsentrasjoner i finfraksjonen. I foreliggende studie ønsket vi å bestemme mengden miljøgifter i jordsmonnet og hele jordprøver (unntatt synlige klumper og steiner) ble analysert. Vi forventet derfor noe lavere nivåer enn de som ble funnet av Harris (2008). Hvis man legger til grunn at det finnes 5 10 % finstoff (< 1 mm) i prøvene (det varierte mye og i noen prøver var finstoffinnholdet betydelig høyere) så vil den høyeste konsentrasjonen målt i denne undersøkelsen (1,33 µg PCB 7 /kg ts) tilsvare ca. 13,3 26,6 µg/kg tørrstoff i fraksjon < 1 mm. Også dette er betydelig lavere enn de nivåer som ble rapportert av Harris (2008). Akvaplan-niva AS, 9296 Tromsø 14

19 Det er vanskelig å si hva disse forskjellene kan skyldes. PCB er meget persistent og vil ikke forsvinne i løpet av 4 år (fra 2007 til 2011). Det er derfor mest nærliggende å tro at det har skjedd en feil i forbindelse med analyse av prøvene. Referanseprøvene analysert av Harris (2008) hadde lave PCB-nivåer, så det synes usannsynlig at det for eksempel er en gjennomgående feil i fortynninger, utregninger eller lignende. Harris (2008) diskuterer ulike feilkilder, hvorav de fleste dreier seg om feil som kan føre til underrapportering av PCB/PAHnivåer. Kontaminering under prøvetaking og eventuelt lagring av prøver er en mulighet som kan føre til rapportering av forhøyde nivåer. Dette er imidlertid umulig for oss å vurdere basert på tilgjengelig informasjon. Nivåene i jord fra Kinnvika er betydelig lavere enn de som er målt i jord fra for eksempel Barentsburg og Pyramiden (Evenset & Christensen 2009; Evenset & Ottesen 2009; Jartun et al. 2007; 2009) Klorerte pesticider Jordprøvene fra Kinnvika ble også analysert for et utvalg klorerte pesticider (HCB, α-, β-, ɣ- HCH, heptaklor, heptaklor epoksid, oksyklordan, trans-klordan, cis-klordan, trans-nona-klor, cis-nona-klor, o,p,-dde, p,p-dde, o,p-ddd, p,p-ddd, o,p-ddt, p,p-ddt, endrin, dieldrin og mirex). HCB ble detektert i jordprøvene fra stasjon G7 (0,46 µg/kg ts) og K27B (0,63 µg/kg ts), ellers var konsentrasjonen av alle pesticidene under deteksjonsgrensen for metoden (varierte fra 0,1 1 µg/kg ts). Langtransport er trolig kilden til HCB i to av jordprøvene. Fullstendige analyseresultater er vist i Vedlegg PAH Sum PAH (16 EPA) i jordprøvene varierte fra 1,80 62,4 µg/kg tørrstoff (Tabell 9). Dette innebærer at samtlige jordprøver hadde PAH-nivåer som tilsvarte tilstandsklasse I Meget god i henhold til Hansen & Danielsberg (2009). Klifs veileder har også klassegrenser for benso(a)pyren, og også denne forbindelsen fantes i konsentrasjoner som tilsvarte tilstandsklasse I (Tabell 9). Fullstendige analyseresultater for PAH er vist i Vedlegg 2. PAH-profilene varierte noe mellom de ulike stasjonene (Figur 8), noe som kan indikere at lokal forurensning til en viss grad har påvirket forurensningsprofilen. Hvis man ser på sum av de såkalte NPD'er (naftalen, fenantren og dibenzothiofen med alkylkylerte homologer) så var det betydelig forskjeller mellom stasjonene. NPDene er relativt lette hydrokarboner som bl.a. finnes i oljeprodukter. En høy andel NPD kan dermed indikere forurensning fra olje/oljeprodukter. NPD-andelen er imidlertid også høy i kull. Den høyeste NPD-konsentrasjonen i Kinnvika ble målt i jord fra stasjon K27B, som ligger like ved fuelfatene som Norsk Polarinstitutt og Sysselmannen har lagret i strandsonen. Søl av diesel/bensin kan ha ført til en noe forhøyd NPDkonsentrasjonen på denne stasjonen, men også naturlige variasjoner i geologien kan være årsaken. Også på stasjonene A7 og D9 var NPD-nivået høyere enn på de andre stasjonene (Tabell 9). Jordsmonnet på stasjonene A7 og D9 var sort og det kan ikke utelukkes at det inneholdt innslag av kull. Harris (2008) rapporterte om PAH-nivåer i jord fra Kinnvika som varierte fra < lod µg/kg tørrstoff. Dette er betydelig høyere enn det som rapporteres i foreliggende undersøkelse, men forskjellen er ikke så stor som for PCB. Hvis man tar hensyn til at kun finfraksjonen ble analysert av Harris så er nivåene av PAH på de fleste stasjonene sannsynligvis i samme størrelsesorden. Harris rapporterte om et relativt høyt bakgrunnsnivå (208 µg/kg tørrstoff) i forhold til andre undersøkelser. Dette skyldes sannsynligvis at kun finstoffraksjonen ble analysert av Harris (2008), mens de fleste andre undersøkelser har analysert en større andel av jordsmonnet. Miljøgifter i jord, marine sedimenter og fisk fra Kinnvika, Nordaustlandet, Svalbard, 2011 Akvaplan-niva AS Rapport

20 Tabell 9. PAH-konsentrasjoner i jordprøver fra Kinnvika, august Konsentrasjoner er angitt i µg/kg tørrstoff (TS). Fargekoder i henhold til Klifs veileder for helsebaserte tilstandsklasser for forurenset grunn (se fargekoder under, Hansen & Danielsberg 2009). Verdier under lod er satt som 0 i beregning av sum. Tilstandsklasse Meget god God Moderat Dårlig Svært dårlig Stasjon Dyp (cm) TOC (%) PAH, 16 EPA B(a)P Sum NPD PAH, 16 EPA Harris B(a)P Harris A ,2 14,6 < 1,00 77,7 C ,6 1,80 < 1,00 1,80 D ,5 23,6 < 1,00 51,3 D ,56 62,4 19,4 77,5 G ,08 3,00 < 1,00 8,38 G ,9 22,6 < 1,00 54,4 K27B ,1 3,50 < 1, ,9 K08A 0-2 0,76 5,06 < 1,00 6,27 K08B 2-5cm 0,70 2,84 < 1,00 7,77 K08C 5-10 cm 0,34 3,06 < 1,00 10, ,9 Figur 8. PAH-profiler i jordprøver fra Kinnvika. De ulike stasjonene er vist med ulike farger som angitt til høyre i figuren. Akvaplan-niva AS, 9296 Tromsø 16

21 3.2 Sedimentprøver PCB PCB-konsentrasjonene i sedimentprøvene var generelt lave (tilstandsklasse I Bakgrunn) og varierte mellom 0,09 og 2,95 µg/kg ts (0,07 og 1,07 µg/kg ts for sum PCB 7 ) (Tabell 10). Det var høyere konsentrasjoner av PCB i sedimentprøvene samlet inn ute i sjøen enn i de som ble samlet inn i strandsonen. Sedimentet i sjøen var mer finkornet enn det i strandsonen og hadde også høyere konsentrasjoner av organisk karbon (TOC) (Tabell 10) og dette er trolig årsaken til at PCB-konsentrasjonene var noe høyere i sjø enn i strandsonen. De dioksinlignende kongenerene utgjorde fra 7 66 % av sum PCB. Tabell 10. PCB-konsentrasjoner i sedimentprøver fra Kinnvika, august Konsentrasjoner er angitt i µg/kg tørrstoff (TS). Fargekoder i henhold til Klifs veileder for klassifisering av miljøgifter i vann og sediment (se fargekoder under, Bakke et al. 2007). Verdier under lod er satt som 0 i beregning av sum. dlpcb = dioksinlignende PCB-kongenere. Klasse I Klasse II Klasse III Klasse IV Klasse V Bakgrunn God Moderat Dårlig Svært dårlig Stasjon Sted TOC (%) Sum PCB Sum dlpcb Sum PCB 7 * KS1 Strandsone 0,07 0,56 0,14 0,12 KS2 Strandsone 0,07 0,42 0,18 0,13 KS3 Strandsone 0,06 0,49 0,22 0,18 KS4 Strandsone 0,05 0,09 0,06 0,07 KS5 Strandsone 0,09 0,39 0,08 0,12 KS6 Strandsone 0,08 0,63 0,05 0,17 KS7 Strandsone 0,07 0,37 0,15 0,24 KS8 Strandsone 0,12 0,32 0,10 0,07 KV1 Sjø 1,26 1,67 0,64 0,83 KV2 Sjø 0,60 2,31 0,23 1,07 KV3 Sjø 1,16 1,37 0,30 0,58 KV4 Sjø 1,18 2,55 0,35 0,94 KV5 Sjø 1,07 2,95 0,49 1,07 *Sum av CB 28, 52, 101, 118, 138, 153, 180 PCB-nivåene i sediment fra Kinnvika var sammenlignbare med de som tidligere er målt i sediment fra Adventfjorden og Colesbukta, men lavere enn i sediment fra Grønfjorden og Billefjorden (Evenset et al. 2009). Ettersom det ikke ble målt spesielt høye PCB-konsentrasjoner i jordsmonnet på stasjonsområdet var det ikke overraskende at PCB-nivåene også i sjø var lave Klorerte pesticider Sedimentprøvene ble også analysert for et utvalg klorerte pesticider (HCB, α-, β-, ɣ-hch, heptaklor, heptaklor epoksid, oksyklordan, trans-klordan, cis-klordan, trans-nona-klor, cis-nonaklor, o,p,-dde, p,p-dde, o,p-ddd, p,p-ddd, o,p-ddt, p,p-ddt, endrin, dieldrin og mirex). Ingen av disse pesticidene ble detektert i noen av sedimentprøvene (Vedlegg 2). Miljøgifter i jord, marine sedimenter og fisk fra Kinnvika, Nordaustlandet, Svalbard, 2011 Akvaplan-niva AS Rapport

22 3.2.3 PAH Sum PAH (16 EPA) tilsvarte tilstandsklasse I Bakgrunn i alle sedimentprøvene (Tabell 11) i henhold til Klifs veileder for klassifisering av miljøgifter i vann og sediment (Bakke et al. 2007). I sedimentkriteriene er det også utarbeidet tilstandsklasser for enkeltforbindelser av PAH, og klassifiseringen for disse viste at enkelte forbindelser (spesielt fenantren, antracen, fluoranthen, pyren og chrysen) fantes i konsentrasjoner tilsvarende tilstandsklasse II - God. Det var høye NPD-nivåer i sediment fra de fleste stasjonen i sjø (fra µg/kg ts) (Tabell 11). Høye nivåer av NPDer har også tidligere blitt påvist i sediment fra havområdet rundt Svalbard (Cochrane et al. 2001; Evenset et al. 2006; 2009). Høye nivåer av NPDer og enkelte PAH-forbindelser i marint sediment er sannsynligvis en konsekvens av en kullholdig berggrunn på Svalbard og skyldes ikke forurensning fra menneskelig aktivitet. Tabell 11. PAH-konsentrasjoner i sedimentprøver fra Kinnvika, august Konsentrasjoner er angitt i µg/kg tørrstoff. Fargekoder i henhold til Klifs veileder for klassifisering av miljøgifter i vann og sediment (se fargekoder under, Bakke et al. 2007). Kun forbindelser som inngår i Klifs klassifiseringssystem er inkludert i tabellen. Verdier under lod er satt som 0 i beregning av sum. Klasse I Klasse II Klasse III Klasse IV Klasse V Bakgrunn God Moderat Dårlig Svært dårlig KS1 KS2 KS3 KS4 KS5 KS6 KS7 KS8 KV1 KV2 KV3 KV4 KV5 Naftalen 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 13,0 0,0 17,6 0,0 0,0 Acenaftylen 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 Acenafthen 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 Fluoren 0,0 0,88 0,0 0,0 0,84 0,0 1,15 0,0 4,52 1,19 5,57 3,86 4,47 Fenantren 3,28 4,11 3,34 2,87 3,82 2,76 3,99 4,52 8,63 3,58 28,3 16,2 11,0 Antracen 1,35 1,38 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 1,65 4,11 1,61 9,24 3,31 5,12 Fluoranthen 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 8,63 3,46 10,3 10,5 10,1 Pyrene 1,32 1,50 0,0 0,90 1,60 0,0 1,15 1,43 13,0 6,67 12,8 11,8 11,5 Chrysen 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 17,6 12,3 14,8 Benzo(b+j)fluoranthen 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 16,0 13,8 20,7 Benzo(k)fluoranthen 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 15,6 12,7 20,2 Benzo(a)pyren 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 Indeno(1,2,3-c,d)pyren 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 Dibenz(a,h)antracen 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 Benzo(g,h,i)perylen 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 Sum 16 EPA 5,94 8,16 3,34 3,77 6,26 2,76 6,29 7,60 51,9 16, ,4 98,0 Sum NPD 10,3 11,4 9,81 8,50 11,0 7,61 10,7 21, Akvaplan-niva AS, 9296 Tromsø 18

23 3.3 Fisk og amfipoder PCB Det var lave PCB-nivåer i fiskeprøvene og i den ene samleprøven av amfipoder som ble analysert (Tabell 12). Det finnes ikke et eget klassifiseringssystem for ulke, men hvis grenseverdier for skrubbe i Molvær et al. (1997) benyttes tilsvarer PCB 7 -konsentrasjonen i ulke fra Kinnvika tilstandsklasse I Ubetydelig lite forurenset. Torsk inngår i klassifiseringssystemet, og også for torsk tilsvarte PCB 7 -nivåene tilstandsklasse I. De dioksinlignende PCB-kongenerene utgjorde en lav andel av total PCB i fiskeprøvene. PCBnivåene i ulke og torsk fra Kinnvika var lavere enn de som tidligere har blitt målt i fisk fra Grønfjorden (Evenset & Christensen 2011). Grønfjorden tilføres PCB fra forurenset grunn i Barentsburg, noe som har ført til forhøyde nivåer i lokal fisk. De lave nivåene målt i fisk fra Kinnvika indikerer at det ikke finnes lokale PCB-kilder i umiddelbar nærhet. Tabell 12. PCB og klorerte pesticider (µg/kg våtvekt) i samleprøver av fisk fra Kinnvika, august Klassifisering i henhold til Klifs veileder for klassifisering av miljøkvalitet i fjorder og kystfarvann (Molvær et al. 1997). Klassifiseringsgrenser for torsk er benyttet for torsk, mens grenser for skrubbe er benyttet for ulke. Hvit bakgrunn indikerer at klassifiseringsgrenser ikke eksisterer. dlpcb = dioksinlignende PCB-kongenere. Klasse I Ubetydelig Lite forurenset Klasse II Moderat forurenset Klasse III Markert forurenset Klasse IV Sterkt forurenset Klasse V Meget sterkt forurenset Amfipoder Art Ulke Ulke Ulke Torsk Torsk Ulke Ulke Ulke Ulke Ulke Ulke Ulke Ulke Ulke Lipid % 0,41 0,70 0,85 0,46 0,35 0,82 0,71 0,60 0,75 0,68 0,82 0,84 1,03 0,99 1,60 Sum PCB 0,12 0,39 0,34 0,23 0,27 0,71 0,74 0,70 0,58 0,69 0,38 0,97 0,48 0,56 0,49 Sum dlpcb <0,01 0,05 0,04 <0,01 0,17 0,26 <0,01 <0,01 <0,01 <0,01 <0,01 <0,01 <0,01 <0,01 <0,01 Sum PCB7 0,12 0,14 0,17 0,11 0,00 0,41 0,26 0,14 0,18 0,24 0,10 0,31 0,11 0,10 0,22 HCB 0,21 0,22 0,23 0,20 0,15 0,30 0,19 0,22 0,27 0,19 0,21 0,20 0,22 0,17 0,39 t-klordan <0,03 <0,03 <0,03 <0,03 <0,03 0,04 <0,03 <0,03 0,04 <0,03 <0,03 <0,03 <0,03 <0,03 0,09 t-nonaklor 0,09 0,12 0,10 0,06 <0.01 0,14 0,07 0,05 0,11 0,09 0,08 0,09 0,07 0,05 0,19 c-nonaklor <0,01 <0,01 0,05 <0,01 <0,01 0,08 0,04 0,04 0,06 0,05 0,05 0,06 0,04 0,03 0,08 p,p-dde 0,10 0,13 0,13 0,08 0,04 0,20 0,10 0,07 0,13 0,10 0,14 0,12 <0,03 0,07 0,10 Sum DDT 0,10 0,13 0,13 0,08 0,04 0,20 0,10 0,07 0,13 0,10 0,14 0,12 <0,03 0,07 0, Klorerte pesticider Flere klorerte pesticider ble detektert i fiskeprøvene enn i jord- og sedimentprøvene (Tabell 12). Årsaken til dette er trolig at pesticidene er tilstede i miljøet i svært lave konsentrasjoner og at de, ettersom de er svært lipidløselige, tas opp i næringskjedene og biomagnifiseres. HCBkonsentrasjonen tilsvarte tilstandsklasse II Moderat forurenset i 10 av de 14 analyserte fiskeprøvene. Tilsvarende HCB-nivåer har tidligere blitt målt i fisk fra andre fjorder på Svalbard (Evenset & Christensen 2009;Tessmann 2008). DDT-nivået tilsvarte tilstandsklasse I i samtlige fiskeprøver. Tre klordan-forbindelser ble detektert i noen av prøvene, men konsentrasjonen var generelt lave (Tabell 12). Nivåene av PCB og klorerte pesticider i amfipoder samlet inn i strandsonen var sammenlignbare med nivåene i fiskeprøvene. Miljøgifter i jord, marine sedimenter og fisk fra Kinnvika, Nordaustlandet, Svalbard, 2011 Akvaplan-niva AS Rapport

24 4 Konklusjoner og anbefalinger Det ble målt lave nivåer av PCB, klorerte pesticider og PAH i jord- og sedimentprøver fra Kinnvika. Nivåene i sediment er lavere enn grenseverdi for behov for videre risikovurdering i henhold til Klifs veileder for risikovurdering av sediment (Bakke et al. 2007b). Også i prøver av fisk (ulke og torsk) ble det målt lave nivåer av klorerte forbindelser. Resultatene fra denne undersøkelsen er ikke i samsvar med resultatene som er presentert av Harris (2008). Resultatene bekrefter imidlertid resultatene fra undersøkelsen gjennomført på land i Kinnvika i august 2011 (Evenset & Christensen 2011). De nye resultatene tilsier at det ikke er behov for ytterligere risikovurderinger eller tiltak i området. I arbeidet med forvaltningsplaner vil det derfor ikke være behov for å ta spesielle hensyn til dette området på grunn av forurensning. Akvaplan-niva AS, 9296 Tromsø 20

25 5 Referanser AMAP AMAP assessment 2002: Persistent organic pollutants in the Arctic. Arctic Monitoring and assessment Programme (AMAP). Oslo, Norway, 309 s. AMAP Arctic Pollution. Arctic Monitoring and assessment Programme (AMAP). Oslo, Norway. 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. Bakke, T., G. Breedveld, T. Källquist, A. oen, E. Eek, A. Ruus, A. Kibsgaard, A. Helland & K. Hylland 2008a. Veileder for risikovurdering av forurenset sediment. SFT TA-2230/2007. Cochrane, S., K. Næs, J. Carroll, H.C. Trannum, R. Johansen & S. Dahle Marin miljøundersøkelse ved bosetningene Barentsburg, Longyearbyen og Pyramiden i Isfjorden, Svalbard. Akvaplanniva rapport s + vedlegg. Evenset, A. & G.N. Christensen PCB i bosettinger på Svalbard - Et problem for dyreliv i havet? Akvaplan-niva rapport s + vedlegg. Evenset, A. & G.N. Christensen Undersøkelse av forurensningstilstand i Kinnvika, Nordaustlandet, Svalbard, Akvaplan-niva rapport s + vedlegg. Evenset, A. & R.T. Ottesen Norsk og russisk overvåking av PCB-forurensning ved bosettinger på Svalbard: Sammenligning av felt- og analysemetoder og resultater. Akvaplan-niva rapport s. Evenset, A., G.N. Christensen & R. Palerud Miljøgifter i marine sedimenter, Isfjorden, Svalbard Akvaplan-niva rapport s + vedlegg. Hansen, H.J. & Danielsberg, A Helsebaserte tilstandsklasser for forurenset grunn, TA 2553/2009, SFT-veileder. Harris, E Weathering Processes and Remediation Options for Polychlorinated Biphenyl and Polycyclic Aromatic Hydrocarbon Contamination at Kinnvika Station, Svalbard. A thesis submitted in partial fulfullment of the requirements of the Bachelor of Antarctic Science with Honours at the Institute of Antarctic and Southern Ocean Studies (IASOS),University of Tasmania. Jartun, M., R.T. Ottesen, T. Volden & Q. Lundkvist Local sources of polychlorinated biphenyls (PCB) in Russian and Norwegian settlements on Spitsbergen Island, Norway. J. Toxicol. & Environ. Health, Part A, 72: Jartun, M., T. Volden & R.T. Ottesen PCB fra lokale kilder i Barentsburg, Pyramiden og Longyearbyen på Svalbard. NGU-rapport nr s. Molvær, J., J. Knutzen, J. Magnusson, B. Rygg, J. Skei & J. Sørensen, Klassifisering av miljøkvalitet i fjorder og kystfarvann. SFT-veiledning nr. 97:03, TA-1467/1997, 36s. Negoita, T.G., A. Covaci, A. Gheorghe & P. Schepens Distribution of polychlorinated biphenyls and organochlorine pesticides in soil from the East Antarctic coast. Journal of Environmental Monitoring 5: 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, Veiledning 99:01a. Miljøgifter i jord, marine sedimenter og fisk fra Kinnvika, Nordaustlandet, Svalbard, 2011 Akvaplan-niva AS Rapport

26 6 Vedlegg 1 Oversikt over fiskematerialet Oversikt over fiskematerialet som ble samlet inn utenfor Kinnvika i august Samme prøve nr. indikerer fisk som ble slått sammen før analyse. Prøver markert med blått ble ikke analysert for miljøgifter, men er lagret hos Akvaplan-niva. Garn nr. Prøve nr. Art Lengde Vekt Ulke Ulke Ulke Ulke Ulke Ulke Ulke Ulke Ulke Ulke Ulke Ulke Ulke Ulke Ulke Torsk Torsk Torsk Torsk Torsk Torsk Torsk Torsk Torsk Torsk Ulke Ulke Ulke Ulke Ulke Ulke Ulke Ulke Ulke Ulke Ulke Ulke Ulke Akvaplan-niva AS, 9296 Tromsø 22

27 Garn nr. Prøve nr. Art Lengde Vekt Torsk Torsk Torsk Torsk Torsk Ulke Ulke Ulke Ulke Ulke Ulke Ulke Ulke Ulke Ulke Ulke Ulke Ulke Ulke Ulke Torsk Torsk Torsk Torsk Torsk Ulke Ulke Ulke Ulke Ulke Ulke Ulke Ulke Ulke Ulke Ulke Ulke Ulke Ulke Ulke Polartorsk Polartorsk Polartorsk Polartorsk Polartorsk Miljøgifter i jord, marine sedimenter og fisk fra Kinnvika, Nordaustlandet, Svalbard, 2011 Akvaplan-niva AS Rapport

28 7 Vedlegg 2 Fullstendige analyserapport Akvaplan-niva AS, 9296 Tromsø 24

29 Ministry of Natural Resources and Ecology of the Russian Federation Federal Service for Hydrometeorology and Environmental Monitoring Federal State Budgetary Institution Research and Production Association Typhoon Center for Environmental Chemistry REPORT ON THE SUB-PROJECT Analytical Determination of PTS levels in soil, sediments, suspended matter and biota 1.1 Miljøgifter i jord, marine sedimenter og fisk fra Kinnvika, Nordaustlandet, Svalbard, 2011 Akvaplan-niva AS Rapport

30 Introduction According to the contract with Akvaplan-niva the Centre for Environmental Chemistry of SPA Typhoon has been analyzing 15 samples of biota and 28 samples of soil and sediments. The work was carried out in frame of the project Contaminant Levels in soil, sediment and biota samples. The following persistent pollutants have been determined in the samples: - chlorinated pesticides: DDT-group, HCH, HCB, chlordanes, nonachlors, heptachlor, mirex and dieldrin; - planar and non-orthosubstituted congeners of PCBs (IUPAC): # 77, 81, 105, 114, 118, 123, 126, 156, 157, 167, 169, 189, as well as PCB congeners # 170 and 180; - congeners of polychlorinated byphenyls; - polycyclic aromatic hydrocarbons (PAH); - Granulometry; - TOC Samples have been analyzed in the analytical batches, which included laboratory procedural blanks, spiked matrix samples and samples of standard reference material 2974 USA, NWRI EC-5, Lot No324. To control recovery of analytes surrogate isotope-labelled substances have been used, which were introduced into samples before extraction. Extracts have been analyzed using GC/MS. 1. Sample preparation for analysis Extraction of POPs from soil and bottom sediments samples Before analysis samples were defrozen and homogenized. Extraction of soil and bottom sediments was carried out in Soxhlet apparatus using solvent mixture benzene-ethanol for POPs and methylene chloride/acetone for PAHs. Extraction time - 16 hours. Schemes of clean-up for all types of analysis are presented on Fig. 1, 2, 3 and Extraction of POPs from fish tissues samples POPs from fish tissue samples were extracted by column extraction method. As extragent the mixture of solvents hexane : dichlormethane = 1:1 (v/v) was used. Lipid content was determined by gravimetric method from 10% of extract volume. Akvaplan-niva AS, 9296 Tromsø 26

31 Extraction of PAH from fish tissues samples Extraction of PAH from the fish tissues was carried out using base digestion with methanol and 50% KOH solution. The analytes from base solution were extracted with two portions of hexane in separatory funnel.. Miljøgifter i jord, marine sedimenter og fisk fra Kinnvika, Nordaustlandet, Svalbard, 2011 Akvaplan-niva AS Rapport

32 Sample Surrogate Internal Standard Injection Column or Soxhlet Extraction Lipid Determination for biota Gel Permeation Chromatography by Bio-Beads for biota Fractionation on Silica Gel Column 9 g 3% deact. Fraction I Hexane Fraction II DCM: Hexane= 2:1 PCB analysis by GC/MS OCP analysis by GC/MS Fig.1 Analysis scheme for PCB, OCP Akvaplan-niva AS, 9296 Tromsø 28

33 Sample Surrogate Internal Standard Injection Column or Soxhlet Extraction Lipid Determination for biota Gel Permeation Chromatography by Bio-Beads for biota Fractionation on Alumina Column 10g act. Fraction II DCM: Hexane= 1:9 Fraction I Hexane discard PCBco analysis by GC/MS Fig.2 Analysis scheme for planar and mono-orthosubstituted congeners of PCB Miljøgifter i jord, marine sedimenter og fisk fra Kinnvika, Nordaustlandet, Svalbard, 2011 Akvaplan-niva AS Rapport

34 Sample SIS Injection Base Digestion Extraction Separatory Funnel Extraction Myltilayer Column with Silica Gel Fraction I Hexane discard Fractionation on Silica gel Column 3% deact. Fraction II DCM:Hexane 4:1 PAH analysis by GC/MS Fig.3 Analysis scheme for PAHs Akvaplan-niva AS, 9296 Tromsø 30

35 Instrumental analysis (HRGC/LRMS) Polychlorinated biphenyls, OCPs and PCB co. The analysis was performed with GC/MS Varian Saturn 2200 T. Calibration of the instrument was carried out using a standard mixture of biphenyls BP-MS, Wellington Laboratories, EC- 5000(CIL,USA) and SRM-1492, NIST. Results of analyses were processed with software package Varian PAHs The analysis was performed with GC/MS Hewlett Packard MSD Calibration of the instrument was carried out using standard solutions of PAHs prepared on the base of the mixture US-106N Ultra Scientific and individual MePAHs delivered from Sigma-Aldrich and Ultra Scientific QA/QC results The internal QA/QC program in samples analysis for organic pollutants involved control for possible contamination of samples during sample preparation and measurements. The analysis was performed in batches. Each batch included a procedural blank, one duplicate sample, spiked matrix sample with the known content of added analytes or reference material. Recovery of organic analytes was controlled using isotope-labeled analogues of determined analytes. QA/QC results are presented in the Tables Miljøgifter i jord, marine sedimenter og fisk fra Kinnvika, Nordaustlandet, Svalbard, 2011 Akvaplan-niva AS Rapport