Miljøtilstanden i Saltenfjorden, - i området Straumøya - Hopen.

Transkript

1 Miljøtilstanden i Saltenfjorden, - i området Straumøya - Hopen. I. Undersøkelser sommer 2005 og vinter 2006 Av Martin Iversen Robert A. Eliassen Rolv Kristiansen HBO-rapport nr. 12 / 2006 ISBN-nr ISSN-nr.: Biologisk Forskningsgruppe HØGSKOLEN I BODØ

2 REFERANSESIDE - RAPPORT Biologisk ForskningsgruppeAvdeling for Fiskeri og Naturfag HØGSKOLEN I BODØ 8049 BODØ Tlf.: Fax: REFERANSESIDE, HBO-RAPPORT Tittel: Miljøtilstanden i Saltenfjorden, - i området Straumøya - Hopen. I. Undersøkelser sommer 2005 og vinter 2006 Forfatter(e) / prosjektmedarbeider(e) Martin Iversen Robert A. Eliassen Rolv Kristiansen Offentlig : Ja HBO-rapport nr. 12 /2006 ISBN ISSN Antall sider og bilag: 62 Dato: Prosjektansvarlig (sign). Robert A. Eliassen Forskningsleder Biologisk Forskningsgruppe (sign). Robert A. Eliassen Leder forskningsutvalget (sign). Prosjekt: / 7302 / 7303 Vikan Sammendrag: Resipienten i og rundt Yttervika (ved avløpet til Vikan avfallsplass) synes å være fra ubetydelig til lite forurenset i henhold til konsentrasjoner av næringssalter i overflatevann og termostabile koliforme bakterier, metaller og organiske miljøgifter i sediment, fiskefilet og lever. De forurensende metallene i blåskjell var ved alle lokalitetene under de nasjonale bakgrunnsverdiene, og indikerer at blåskjellene er ubetydelig til lite forurenset i henhold til metall forurensing (tilstandsklasse I). Det var en moderat overkonsentrasjon av PAH i 25 % av målingene. Det synes også at PAH er overrepresentert i blåskjell i de indre deler av undersøkelsesområdet sammenliknet med referansen (Straumøya). Det var moderate overkonsentrasjoner av dioksiner (WHO-TEF) i indre deler av undersøkelsesområdet sammenliknet med referanse lokaliteten (Straumøya). I nærområdet omkring Yttervika ligger det i tillegg til avfallsplassen, et asfaltverk, et kommunalt utslippspunkt (Langodden) tilknyttet 3150 personer inkl. bedrifter, og vegtrafikk langs Riksvei 80 (Bodø-Fauske). Alle disse kan være potensielle bidragsytere til økt belastning av PAH og dioksin til resipienten. I tillegg kan en ikke utelukke ukjente og mer diffuse kilder. Det foreligger ikke noe kostholdsråd for dette området, men mattilsynets generelle anbefalinger i henhold til sanking av blåskjell er å velge åpne fjorder og sjøområder med en hvis avstand til potensielle forurensninger. Summary: Terje Solberg Oppdragsgiver(e) Salten Forvaltning IKS Oppdragsgivers referanse Leif-Magne Hjelseng Emneord: organiske miljøgifter tungmetaller avfallsdeponi sigevann sediment blåskjell torsk Keywords: Andre rapporter innenfor samme forskningsprosjekt / program ved Høgskolen i Bodø: 2

3 FORORD Vinteren 2005 var det en del mediefokusering omkring utslippet til sjø fra Vikan Avfallsplass og eventuelle virkninger på det marine miljøet i resipientområdet. Det var fokus på sjømatkvalitet og eventuelle økologiske effekter av utslippet. Salten Forvaltning IKS ønsket derfor raskest mulig å få svar på de spørsmål som ble stilt i media. Planlagte miljøundersøkelser i 2005 ble derfor fremskyndet til vår 2005, der fokus ble satt på eventuelle helsemessige og økologiske effekter av utslippet. Biologisk forskningsgruppe ved Høgskolen i Bodø ble da forespurt om å lage et program for slike undersøkelser, og senere utføre disse i samarbeide med aktuelle andre institusjoner. Prosjektinnholdet ble utarbeidet på bakgrunn av møte den 23. februar 2005 med driftsansvarlig for Vikan avfallsplass. I prosjektet ble det nedsatt en referansegruppe bestående av IRIS/Salten Forvaltning IKS ved Leif Magne Hjelseng og Johnny Brovold, Helse og miljøtilsyn Salten ved Håkon Pedersen; Bodø kommune ved Hallgeir Karlsen; Mattilsynet ved Birger Willumsen og Miljøvernavdelingen ved Fylkesmannen i Nordland representert med Marit Torsvik og Kristina Myrvang. I forbindelse med undersøkelsene er det foretatt forholdsvis omfattende felt- og laboratoriearbeide både av Høgskolen, og av samarbeidende institusjoner, Argus Miljø as og Labora as, Bodø samt underleverandører for ulike spesialanalyser. Forbehandling av prøvene til metall og miljøgiftanalyse ble gjennomført av Labora AS, mens selve analysene ble gjennomført av akkreditert laboratorium AnalyCen, Norge (NS-EN ISO 17025, 9001 og 14001). Forfatterne ønsker å takke samarbeidspartnerne for vel utført arbeide og særskilt takk til prosjektkonsulentene Roald Jakobsen og Steinar Johnsen ved Biologisk Forskningsgruppe, for gjennomføringen av store deler av det feltarbeidet i prosjektet som uten tvil har medført en del logistiske utfordringer. Endelig takker vi oppdragsgiver Salten Forvaltning IKS for et spennende oppdrag, og håper det er utført til oppdragsgivers tilfredshet. Oppdraget rapporteres ved denne rapporten og egne vedleggs rapport, inneholdende rådata samt underleverandør Argus as sin rapport om hydrografiske forhold og en del sedimentdata. Todelingen er foretatt for å lette tilgjengeligheten av rapporten. Bodø, den Martin Iversen Robert A. Eliassen Rolv Kristiansen 3

4 Innhold FORORD...3 SAMMENDRAG INNLEDNING Vikan Avfallsplass Begrepet forurensning Klassifisering av miljøkvalitet i vannforekomster Risikovurdering av miljøgifter Viktige begreper i risikovurderinger Risikovurdering og risikohåndtering Tolerabelt inntak Tiltaksgrenser og grenseverdier Metaller Kadmium (Cd) Bly (Pb) Kvikksølv (Hg) Arsen (As) Kobber (Cu) Krom (Cr) Sink (Zn) Nikkel (Ni) Organiske miljøgifter Polyklorerte bifenyler (PCB) Dioksiner Polyaromatiske hydrokarboner (PAH) Bromerte flammehemmere (BFR) MATERIALE OG METODE Valg av prøvestasjoner Kjemiske og mikrobiologiske undersøkelser av sjøvann og sediment Næringssaltanalyser Bakteriologiske analyser Bakteriologiske undersøkelse av fisk og sediment Tarmbakterier på fiskehud Bakteriologiske undersøkelser av sediment

5 2.4 Miljøgiftundersøkelse av sjømat og sediment Valg av art og størrelsesgruppe Fangst og transport av fisk og skjell Utstyr til prøveuttak Vaskerutiner etter hvert prøveuttak Lagring og disseksjon av prøver Prosedyre for uttak av muskel og lever på fisk Prosedyre for prøveuttak av blåskjell Kjemiske analyser Vurdering av tilstandsklasse RESULTATER Kjemiske og mikrobiologiske undersøkelse av sjøvann Topografi, strømforhold og sediment ved utslippspunktet Mikrobiologiske undersøkelser av sediment Metaller og organiske miljøgifter i sediment Tarmbakterier på fiskehud Metaller og organiske miljøgifter i torsk Biologiske data av fangst Vikan/Hopen Referanse (Straumøya) Metaller og organiske miljøgifter i blåskjell Biologiske data av fangst Yttervika (B1) Innervika (B2) Hopen (B3) Referanse (Straumøya, B5) DISKUSJON Resipient og miljøstatus klassifisering av miljøkvalitet Metaller og organiske miljøgifter i sediment Metaller og organiske miljøgifter i torskefilet og lever Metaller og organiske miljøgifter i blåskjell KONKLUSJON...53 REFERANSE

6 SAMMENDRAG Vinteren 2005 var det en del mediefokusering omkring utslippet fra avfallsplassen på Vikan, Bodø kommune, og eventuelle virkninger på det marine miljøet i resipientområdet. Det ble satt fokus på effekter på sjømat fra området, og eventuelle økologiske effekter av utslippet i sjøen utenfor deponiet. Salten Forvaltning IKS ønsket som eier raskest mulig å få bedre kunnskap om de spørsmål som ble belyst i media Planlagte miljøundersøkelser i 2005 ble derfor fremskyndet til våren, med hovedfokus på eventuelle helsemessige og økologiske effekter av utslippet. Resipienten i og omkring Yttervika (ved avløpet til Vikan avfallsplass) synes å være fra ubetydelig til lite forurenset i henhold til konsentrasjoner av næringssalter i overflatevann og termostabile koliforme bakterier, metaller og miljøgifter i sediment, fiskefilet og lever. De forurensende metallene i blåskjell var ved alle lokalitetene under de nasjonale bakgrunnsverdiene, og indikerer at blåskjellene er ubetydelig til lite forurenset i henhold til metall forurensing (tilstandsklasse I). Det ble påvist en moderat overkonsentrasjon av PAH i 25 % av målingene. I følge SFTs klassifiseringssystem indikerer nivået av PAH at de undersøkte lokalitetene ved Innervika (uten for asfaltverket) vinteren 2005/06 og Hopen sommeren 2005 var moderat forurenset (tilstandsklasse II). Det synes også at PAH er overrepresentert i blåskjell i de indre deler av undersøkelsesområdet sammenliknet med en referanselokalitet på Straumøya. Det var moderate overkonsentrasjoner av dioksiner (WHO-TEF) i indre deler av undersøkelsesområdet sammenliknet med referanse lokaliteten. (I sommerperioden 2005) var Yttervika (utslippsområdet fra deponiet) i en tilstandsklasse III, som indikerer en markert forurenset lokalitet. Dioksiner ble påvist i forhøyede konsentrasjoner ved Innervika og Hopen både sommer 2005 og vinter 2005/06, og indikerer en tilstandsklasse II, moderat forurenset. I nærområdet omkring Yttervika ligger det i tillegg til avfallsplassen et asfaltverk, et kommunalt utslippspunkt (Langodden) tilknyttet 3150 personer inkl. bedrifter, og vegtrafikk langs Riksvei 80 (Bodø-Fauske). Alle disse kan være potensielle bidragsytere til økt belastning av PAH 6

7 og dioksin til resipienten. I tillegg kan en ikke utelukke ukjente og mer diffuse kilder. Det foreligger ikke noe kostholdsråd for dette området, men mattilsynets generelle anbefalinger i henhold til sanking av blåskjell er å velge åpne fjorder og sjøområder med en hvis avstand til potensielle forurensninger. For å få mer kunnskap om akkumuleringen av PAH og dioksin hos blåskjell i nærområdet ved Yttervika, har Salten Forvaltning IKS i samarbeid med Biologisk Forskningsgruppe ved Høgskolen i Bodø igangsatt en undersøkelse av bioakkumulering av disse organiske miljøgiftene i blåskjell. Denne undersøkelsen vil sluttføres sommeren

8 1. INNLEDNING 1.1 VIKAN AVFALLSPLASS Salten Forvaltning IKS driver sammen med sine datterselskaper innen innsamling og behandling av avfall. Administrasjonen for alle selskapene er lokalisert på Vikan i Bodø kommune. Selskapet eier tre avfallsplasser som er etablert i Bodø, Saltdal og Sørfold. Avfallsplassen i Sørfold ble stengt 1. september Selskapet eies av 9 Salten kommuner med totalt ca innbyggere. I 2004 ble det behandlet tonn avfall. Av dette gikk tonn til deponi. Dette tilsvarer en gjenvinningsgrad på 53,6 %. Storparten av dette ble deponert på Vikan. Vikan er et moderne deponi med bunntetting og kontroll av sigevannsutslippene og drives i samsvar med de gitte tillatelser fra forurensningsmyndighetene. Deponiet har oppsamlingssystem for deponigass. Deponigassen brukes til produksjon av elektrisk strøm og oppvarming av bygg ved anlegget. Overskytende elektrisk energi selges over nett (IRIS, 2004). Tabell 1. Beregnet årlige (2004) utslipp av tungmetaller og miljøgifter fra Vikan Avfallplass fra sigevann (IRIS, 2004). Tabell 1 viser beregnet årlige utslippet av ulike metaller og miljøgifter via sigevannet fra Vikan Avfallsplass. I nærområdet til Yttervika ligger i tillegg til avfallsplassen, et asfaltverk (Innervika) og et kommunalt avløp (Langodden) tilknyttet 3150 personer inkl. bedrifter. Alle disse kan være potensielle bidragsytere til forurensende belastning på resipienten i tillegg til ukjente diffuse kilder. 8

9 I løpet av 2005 vil alle avfallsanlegg i Norge få betingelsene for videre drift etter De nye betingelsene bygger på EU s deponidirektiv. Med bakgrunn i en omfattende Miljørisikovurdering foretatt i perioden har Salten Forvaltning IKS søkt Fylkesmannen i Nordland om tillatelse for videre drift etter Det er forventa at driftsvilkårene også vil bli knytta til resultatene fra foreliggende undersøkelse av resipienten for det oppsamla sigevannet fra deponiet. Nordlandsforskning foretok i 1999 undersøkelser av sedimenter og biota ved utslippspunktet fra deponiet (Killie, 1999). En videre føring av denne undersøkelsen var planlagt gjentatt i Vinteren 2005 ble det en del mediefokusering omkring utslippet fra avfallsplassen og eventuelle virkninger på det marine miljøet i resipientområdet. Det ble spesielt satt spørsmålstegn ved kvaliteten på sjømat fra området, og eventuelle økologiske effekter av utslippet fra Vikan Avfallsplass (Landstad, 2005a; b; c; Nilsen, 2005a; b). Salten Forvaltning IKS ønsket derfor raskest mulig å få svar på de spørsmålene som ble stilt. De planlagte miljøundersøkelsene i 2005 ble derfor fremskyndet til våren. 1.2 BEGREPET FORURENSNING Forurensning er definert av The Joint Group of Experts on the Scientific Aspects of Marine Environmental Pollution; (GESAMP) som direkte eller indirekte menneskelig tilførsel av stoffer, gjenstander eller energi til miljøet, slik at en eller flere av følgende effekter oppstår (GESAMP, 1991): 1. Skade på levende ressurser. 2. Trussel for menneskets helse. 3. Hindring av marine aktiviteter som for eksempel fiske. 4. Forringelse av vannets brukskvalitet. 5. Reduksjon av trivsel. 9

10 Forurensning kan indusere effekter fra celle- til samfunnsnivå. Rand (1995) beskrev tre begreper knyttet til denne påvirkningen: Bioakkumulering; opptak av et kjemisk fremmedstoff fra det abiotiske eller biotiske miljøet. Biokonsentrasjon; opptak av et kjemikalie hvor konsentrasjonen i organismen blir høyere enn om den bare hadde vært eksponert for bakgrunnsnivåene og biomagnifikasjon; oppkonsentrasjon av et kjemisk fremmedstoff gjennom næringskjeden. 1.3 KLASSIFISERING AV MILJØKVALITET I VANNFOREKOMSTER Klassifiseringssystemet for miljøkvalitet i vannforekomster (ferskvann, fjorder og kystfarvann) ble i sin tid utarbeidet av Norsk institutt for vannforskning (NIVA) på oppdrag fra Statens forurensingstilsyn (SFT). Hensikten med klassifiseringssystemet var å gi ulike faggrupper og personer innen forvaltning, rådgiving og forskning et felles verktøy/ referansesystem for vurdering av miljøtilstand og utviklingen av denne. Systemet hadde også til hensikt å fastsette miljømål for vannforekomster og vurdere eventuelle forurensingsbegrensende tiltak (Molvær et al., 1997). Tabell 2 (s.11) viser til tilstandsklasser av miljøgiftnivåer i sjømat og sediment. Tilstandsklassene deles inn i lite/ubetydelig, moderat, markert, sterkt eller meget sterkt forurenset. Øvre grense for klasse I er satt ved "antatt høyt bakgrunnsnivå", det vil si det forurensningsnivået som finnes i organismer fanget i områder med diffus belastning, altså områder hvor det ikke er sporbar innflytelse fra punktkilder. 10

11 Tabell 2. Tilstandsklassene for miljøgifter i biota. Merk at øvre grense for klasse I er satt ved "antatt høyt bakgrunnsnivå", det vil si det forurensningsnivået som finnes i organismer fanget i områder med diffus belastning, altså områder hvor det ikke er sporbar innflytelse fra punktkilder. Tilstandsklasse I Ubetydelig forurenset II Moderat forurenset III Markert forurenset IV Sterkt forurenset V Meget sterkt forurenset Blåskjell metaller (tørrvekt) Arsen (mg/kg) < >200 Bly (mg/kg) < >100 Kadmium (mg/kg) < >40 Kobber (mg/kg) < >200 Krom (mg/kg) < >60 Kvikksølv (mg/kg) <0,2 0,-0,5 0,5-1,5 1,5-4 >4 Nikkel (mg/kg) < >100 Sink (mg/kg) < >2 500 Blåskjell, organiske stoffer (våtvekt) PAH (µg/kg) < >5 000 B(a)P (µg/kg)* < >30 HCB (µg/kg) <0,1 0,1-0,3 0, >5 HCH (µg/kg) < >30 PCB 7 (µg/kg) < >100 TE PCDD/PCDF (ng/kg)** <0,2 0,2-0,5 0,5-1,5 1,5-3 >3 Torskefilet (muskel, våtvekt) Kvikksølv (mg/kg) <0,1 0,1-0,3 0,3 0,5 0,5-1 >1 DDT (µg/kg) < >25 HCB (µg/kg) <0,2 0,2-0,5 0,5-2 2,5- >5 HCH (µg/kg) <0,5 0, >15 PCB 7 (µg/kg) < >150 TE PCDD/PCDF (ng/kg)** < >300 Torskelever (våtvekt) DDT (µg/kg) < >3 000 HCB (µg/kg) < >400 HCH (µg/kg) < >100 PCB 7 (µg/kg) < > TE PCDD/PCDF (ng/kg)** < >300 Metaller i sedimenter (tørrvekt) Arsen (mg/kg) < >1 000 Bly (mg/kg) < >1 500 Kadmium (mg/kg) <0,25 0, >10 Kobber (mg/kg) < >1 500 Krom (mg/kg) < >5 000 Kvikksølv (mg/kg) <0,15 0,15-0,6 0, >5 Nikkel (mg/kg) < >1 500 Sink (mg/kg) < > Organiske miljøgifter i sediment (tørrvekt) PAH (µg/kg) < > B(a)P (µg/kg)* < >500 HCB (µg/kg) <0,5 0,5-2,5 2, >50 PCB 7 (µg/kg) < >300 TE PCDD/PCDF (µg/kg)*** <0,01 0,01-0,03 0,03-0,1 0,1-0,5 >0,5 * Benzo(a)pyren, ** Nordisk Toksisitetekvialent, N-TEF 1988 (OSPAR, 2005). *** I Molvær et al. (1997) er benevningen ng/kg, dette er feil, riktig benevning skal være µg/kg (Kristoffer Næs, NIVA pers. medd). 11

12 1.4 RISIKOVURDERING AV MILJØGIFTER En rekke nasjonale og internasjonale aktører gir eller har gitt risikovurderinger av miljøgifter (Økland, 2005). Disse vurderingene legger igjen grunnlaget for kostholdsråd tilknyttet norske forurensede havner og fjorder. I dag er arbeidet med å utarbeide kostholdsråd fordelt mellom tre aktører med ulike roller: 1. Statens forurensingstilsyn (SFT) Ansvaret for å utarbeide prøveuttakingsprogrammer for fjorder og havner, og rapportere videre til Mattilsynet. 2. Vitenskapskomiteen for mattrygghet (VKM) og andre institusjoner. Til nå har Mattilsynet benyttet VKM med andre som en uhildet instans for risikovurderinger om forhold som har betydning for helsemessig trygg mat. 3. Mattilsynet har ut fra rapporter fra SFT og andre ansvaret for å gi kostholdsråd og sørge for at disse kommuniseres til befolkningen. 1.5 VIKTIGE BEGREPER I RISIKOVURDERINGER Risikovurdering og risikohåndtering Risiko er å oppfatte som produktet av sannsynlighet for at noe vil skje og konsekvensen av hendelsen. Ofte blir risiko og sannsynlighet feilaktig oppfattet som samme begrep. Risikovurdering er en vitenskapelig prosess som består av fire trinn: fareidentifikasjon, farebeskrivelse, eksponeringsvurdering og risikobeskrivelse. Risikohåndtering etterfølger gjerne risikovurderingen med konkrete tiltak i samråd med berørte parter (Økland, 2005) Tolerabelt inntak De mest brukte uttrykkene er TDI (Tolerable Daily Intake), PTWI (Provisional Tolerable Daily Intake) og TWI (Tolerable Weekly Intake). Felles for uttrykkene er at de angir hvor stor mengde av en gitt miljøgift et individ kan tåle å få i seg per tidsenhet 12

13 gjennom hele livet uten økt risiko for helseskade. I begrepene legges det inn en usikkerhet slik at mengdene som oppgis som tolerable også beskytter personer som er hypersensitive for slike miljøgifter (Økland, 2005) Tiltaksgrenser og grenseverdier Myndighetene (Mattilsynet) kan sette tiltaksgrenser for sjømat på bakgrunn av TDI eller TWI. Tiltaksgrensen for en miljøgift er et øvre nivå (grense) av en miljøgift som ikke må overstiges i sjømat. Hvis tiltaksgrensen overstiges vil myndighetene innføre kostholdsråd for gjeldende område eller art. I Norge er det gitt tiltaksgrenser for miljøgiftene PAH, B(a)P og dioksin og dioksinliknende PCB. For PAH og B(a)P gjelder dette konsum av skjellmat og tiltaksgrensene er på henholdsvis 250 og 5 µg/kg våtvekt (v.v), for dioksin og dioksinliknende PCB gjelder dette inntak av fiskelever og ligger på 60 ng Toksiske Ekvivalenter (TE)/kg v.v. Tiltaksgrensene er opprettet for å beskytte befolkningen mot skadelige stoffer, og er veiledende men ikke lovpålagte (Økland, 2005). Grenseverdier er opprettet av Norge og EU i fellesskap for visse miljøgifter i mat til omsetning. Overskrides disse grensene nektes varen omsatt. Grenseverdiene er strenge, men oppnåelige da man tar hensyn til miljøgiftnivåer som finnes i alle EU-land. Dette medfører at grenseverdiene kan overskride TDI eller TWI med den følgen at verdiene ikke gir god nok beskyttelse for sårbare grupper av befolkningen. Myndighetene kan derfor gi kostholdsråd selv om matvaren ikke har overskredet grenseverdiene (Økland, 2005). 1.6 METALLER Kadmium (Cd) Tungmetallet kadmium (Cd) er et mykt sølvhvit metall som sjelden forkommer i ren form i naturen. Stoffet kan danne ulike former for salter, og dets mobilitet i miljøet og effekter på økosystemet er avhengig av egenskapene til disse saltene i kombinasjon med 13

14 andre elementer som oksygen, klorid eller svovel. Metallisk Cd eller CdO pulver er mindre skadelig enn det løselige Cd 2+. Nyere forsking har vist at begge disse stoffene kan omdannes i miljøet til det toksiske Cd 2+ (R.A.R, 2001; OSPAR, 2002a; Ruangsomboon & Wongrat, 2006). Disse forbindelsene (saltene) er stabile faste løsninger som ikke fordamper. Ulike salter av kadmium benyttes i produksjonen av batterier, til pigment i maling, i elektrolyse, som plastisk stabilisator og i fotofremkalling og fargestoffer. Mer enn 80 % av den globale produksjonen av kadmium i 1998 kom fra bergverksdrift, smelting og raffinering av sink. Resten som sekundære effekter ved resirkulering av kadmiumholdige produkter (OSPAR, 2002a). Viktige kilder for kadmium forurensing er jern- og stålindustrien, veitransport, forbrenning av fossilt brensel, ulike forbrenningsprosesser i forbindelse med industri og hjem, avfallsdeponi og jordbruket (OSPAR, 2002a; Ruangsomboon & Wongrat, 2006). Mengden av kadmium som skal til for å forårsake skade i et eksponert individ avhenger av kjemikaliet og den fysiske formen til elementet. Generelt er kadmiumforbindelser som er oppløselige i vann (eks. kadmiumklorid) eller kroppen (eks. kadmiumoksid), mer giftig enn tungt oppløselige forbindelser som f. eks. kadmiumsulfid. Forholdet mellom sink og kadmium mengdene i et individ er viktig, da akkumuleringen og giftigheten til kadmium øker med økt sink mangel i kroppen (Brzoska & Moniuszko- Jakoniuk, 2001). Kadmium bioakkumuleres i dyr og har en lang halveringstid (10-30 år i menneske). Kadmium forgifting kan forårsake bl.a. nyre og lever svikt, beinskjørhet, ulike typer kreft, effekter på immunforsvaret og ugunstige effekter på reproduksjon og overlevelse (Mansour & Sidky, 2002; OSPAR, 2002a, Zelikoff, 1993 #20; Økland, 2005; Ruangsomboon & Wongrat, 2006) Bly (Pb) Tungmetallet bly (Pb) er et naturlig grunnelement, som har høy toksisitet for mennesker og miljø. Som grunnelement er bly stabilt og tungt nedbrytbart. Når bly først har kommet inn i det fysiske, kjemiske eller biologiske kretsløpet vil det bli resirkulert til evig tid (Trefry et al., 1995; OSPAR, 2002b). Bly brukes i en rekke produkter som 14

15 batterier, akkumulatorer, blysømmer, båtkjøler, maling, blyholdig bensin, glass, elektronikk, plast, keramiske produkter osv. Viktige kilder for bly forurensing er ikkejernholdig metallindustri, glassproduksjon, resirkuleringsindustri, offshoreindustri, forbrenning av avfall samt avfallsdeponier (OSPAR, 2002b). Bly er akutt giftig, og akkumuleres i ulike organer og vev som kan gi kroniske effekter. Stoffet kan gi blodrelaterte sykdommer, immunsvikt, neurotoksiske effekter, effekter på reproduksjon og er mulig kreftfremkallende (Smith, 1979; Zelikoff, 1993; Trefry et al., 1995; Mansour & Sidky, 2002; OSPAR, 2002b; Økland, 2005) Kvikksølv (Hg) Kvikksølv (Hg) er et tungmetall med høy toksisitet både for mennesker og andre organismer.. Som bly er kvikksølv et grunnelement som er tungt nedbrytbart, og vil derfor forbli i et økologisk kretsløp så snart det er blitt introdusert. Metallisk kvikksølv kan bli oksidert, og danne kvikksølv ioner, disse vil igjen binde seg med høy affinitet til sediment. Videre vil disse kvikksølvionene og saltene via mikroorganismer omdannes til organisk kvikksølv (eks. metylkvikksølv). Metylkvikksølv vil raskt kunne bioakkumuleres gjennom næringskjeder, hvor predatorer kan oppnå relativt høye kvikksølv verdier i løpet av kort tid. Av de organiske kvikksølv forbindelsene er metylkvikksølv den mest stabile og mest giftige i det marine miljø (Cossa & Noel, 1987; OSPAR, 2000; Bustamante et al., 2006). Hos predatorer (eks. menneske) på toppen av næringskjeder kan metylkvikksølv gi nyre og leverskader, skader på nervesystemet, fosterskader og kontaktallergi (Cox et al., 1989; Axtell et al., 2000; OSPAR, 2000; Mansour & Sidky, 2002; Myers et al., 2003; Bethune et al., 2006) Landbasert industri er fortsatt den største utslippskilden, i tillegg fins andre viktige utslippskilder som tannfyllingsmateriale (amalgam), samt diffuse utslippskilder som boliger og vei- og båttrafikk (SFT, 2005a). Selv om kvikksølv i liten grad benyttes i nyere produkter, finner man fortsatt kvikksølv i amalgamfyllinger, måleinstrumenter, lysstoffrør og sparepærer (OSPAR, 2000; SFT, 2005a). 15

16 1.6.4 Arsen (As) Arsen er et grunnstoff. Utslippene av arsen er betydelig redusert de siste årene, spesielt på grunn av nedgangen i bruken av arsen i trykkimpregnert trevirke Arsenforbindelser blir benyttet til skadedyrsbekjempelse (rotter, mus og insekter), impregnering av treverk mot råte, bekjempelse av parasittsykdommer. Dessuten har arsenforbindelser vært mye brukt til garving og pelsberedning og som fargestoff. Arsen er relativt mobilt. Stoffet har en sterk tendens til å binde seg til jernaluminium hydroksider og humusmateriale. I løsmasser har arsen en tendens til å opptre i de fineste kornfraksjonene. Elementet kan anrikes i levende vegetasjon (Ottesen et al., 1999; SFT, 2005b). Enkelte arsenforbindelser er giftige og kreftfremkallende. Det er stor variasjon i bioakkumuleringen mellom ulike arsenforbindelser både i planter og dyr. Uorganiske arsenforbindelser (arsenat) er sterkt akutt giftig overfor de fleste organismer, mens organiske arsenforbindelser er langt mindre giftige. Arsenforbindelser har i små konsentrasjoner kroniske giftvirkninger overfor mange organismer, herunder fosterskadende effekter, effekter på DNA-molekylet, og gir økt mulighet for kreft i samvirke med andre stoffer (Ottesen et al., 1999; SFT, 2005b) Kobber (Cu) Kobber er et metallisk grunnstoff som forekommer i flere former, og det finnes naturlig i berggrunnen; flere steder i store mengder. Kobber foreligger i flere ione former, og danner lett forbindelser med andre stoffer. Enkelte kobberforbindelser er meget giftige, særlig for mange vannlevende organismer. Samtidig er kobber et nødvendig sporstoff for de fleste organismer. Kobber kan akkumuleres i organismer, og antas å påvirke tilvekst og reproduksjon hos vannlevende dyr (SFT, 2000; Andrade et al., 2004; Grosell et al., 2004; SFT, 2005c). 16

17 De viktigste kilder til utslipp av kobber i Norge er ulike industriprodukter, spesielt bunnstoff til båter, not- og treimpregneringsmidler, avrenning fra gruveområder (nedlagte kisgruver), utslipp fra industri som nikkelverk og smelteverk, samt avfallsforbrenningsanlegg. Industriutslippene, gruver inkludert, er vesentlig redusert siden 1985, mens utslipp fra ulike produkter har økt betydelig siden Økningen skyldes stort forbruk av kobberholdig notimpregnering og bunnstoff. Videre tilføres kobber miljøet som følge av utslipp fra husholdninger, bilverksteder og bensinstasjoner med vaskehall (SFT, 2000; 2005c) Krom (Cr) Krom er et metallisk grunnstoff som forekommer i flere former i naturen, vanligst som tre- og seksverdig. Seksverdige kromforbindelser er mer toksisk enn treverdige forbindelser, både når det gjelder akutte og kroniske virkninger. Dette skyldes at det heksavalente kromet har et høyt oksideringspotensial, høy løselighet og stor evne til å passere biologiske membraner (Dahab & Al-Madfa, 1997). Krom danner lett forbindelser med andre stoffer. Kromforbindelser er tungt nedbrytbare, og kan i varierende grad bioakkumuleres. Enkelte av forbindelsene synes å være meget giftige for vannlevende organismer, kreftfremkallende og allergifremkallende (SFT, 2000; 2005d). Krom er imidlertid i likhet med de fleste metaller, et nødvendig sporelement for pattedyr. Studier viser at det er en sammenheng mellom mangel på krom i kosten og utvikling av diabetes (Guerrero-Romero & Rodriguez-Moran, 2005; Vrtovec et al., 2005; Yang et al., 2006). Kromforbindelser brukes i industriprodukter som fargestoff i maling, lakk, keramiske glasurer, glass, tekstilfarging og fikseringsvæsker. Krom brukes også til overflatebehandling av ulike metallprodukter, og inngår i ulike stållegeringer og ildfast stein. Krom forekommer ellers som forurensning i produkter som sement, blåsesand og offshorekjemikalier (SFT, 2000; 2005d). 17

18 De viktigste kilder til utslipp av krom i Norge, er produkter De produktene som bidrar mest, er maling, lakk og blåsesand. Samlet bidro ulike industriprodukter med ca 66 % av utslippene i Utslipp fra småindustri via kommunale avløp bidro med ca 21 %, og industrien for øvrig med ca 10 % (SFT, 2005d) Sink (Zn) Metallet sink bioakkumuleres, men oppkonsentrering i næringskjeder er ubetydelig. Sink er et nødvendig stoff for alle organismer, men sink i for høye konsentrasjoner er akutt giftig for vannlevende organismer, enkelte planter og pattedyr. Sink kan også gi kroniske giftvirkninger hos vannlevende organismer (Smith, 1979; Mansour & Sidky, 2002) (SFT, 2000). Sink og kobber antas å ha additive miljøeffekter, mens sink synes til en hvis grad å beskytte mot kadmium (Brzoska & Moniuszko-Jakoniuk, 2001). Kilder til utslipp av sink er industri, avrenning fra kisgruver, avfallsforbrenningsanlegg og produkter som offeranoder og annen korrosjonsbeskyttelse, maling, plast og gummi Nikkel (Ni) Nikkel er et ikke-essensielt metall som finnes i naturen, og som forekommer som forurensning i forbindelse med nikkelproduksjon, fra stålproduksjon, galvanisering, sveising, nikkelkadmiumbatterier (Jartun et al., 2006). Nikkel er et essensielt sporelement i mange dyrearter, men eksakt rolle er ikke kjent. Man antar at nikkel spiller en rolle i produksjon av en forbindelse som krever vitamin B 12 for videre metabolisme. I fravær av tilstrekkelig vitamin B 12 akkumuleres denne forbindelsen, noe som resulterer i hemmet vekst. Ved lave nikkelnivå produseres det mindre av dette stoffet, og lave nivå av vitamin B 12 blir dermed mindre skadelig (Nielsen, 1991; Nielsen et al., 1999). Nikkel gir både akutte og kroniske virkninger, og kan være kreft- og allergifremkallende i dyr og mennesker. Stoffet har i tillegg vist seg å gi negative genotoksiske, reproduktive 18

19 og immunologiske effekter på ulike dyre og plantegrupper (Punt et al., 1998; Arbeidstilsynet, 2000; Prophete et al., 2006). 1.7 ORGANISKE MILJØGIFTER Polyklorerte bifenyler (PCB) Polyklorerte bifenyler (PCB) blir produsert via direkte klorering av bifenyl. PCB er en gruppe klororganiske forbindelser som ikke finnes naturlig i miljøet, men som er framstilt syntetisk. De inneholder karbon med ett til ti kloratomer festet til karbonskjelettet i ulike posisjoner. PCB gruppen består av 209 teoretiske stoffer (OSPAR, 2001a; SFT, 2005e). PCB er svært tungt nedbrytbart og har høy fettløselighet. Dette gjør at PCB lagres i fettrike vev og oppkonsentreres i næringskjeden. PCB kan overføres til neste generasjon via opplagsnæring i egg, via livmor til foster og via morsmelk (Hording et al., 1997; Bruhn & McLachlan, 2002; Muir et al., 2003; Danis et al., 2005; SFT, 2005e). PCB er akutt giftig for marine organismer. Den akutte giftigheten for pattedyr er relativt lav. Selv i små konsentrasjoner har PCB kroniske giftvirkninger både for landlevende og vannlevende organismer. PCB har vist seg å ha karsinogene, immunotoksiske, embryo og reproduksjons, endokrine og neurotoksiske effekter (Brouwer et al., 1995; Haag Gronlund et al., 1997; OSPAR, 2001a; SFT, 2005e; Økland, 2005; Carpenter, 2006; Huang et al., 2006; Ptak et al., 2006; Saint- Amour et al., 2006). Den største bruken av PCB var på tallet. PCB-holdige oljer ble brukt i isolasjons- og varmeoverføringsoljer i elektrisk utstyr. Det var også relativt vanlig å bruke i kondensatorer i lysarmatur. PCB har også inngått i bygningsmaterialer som betongtilsats (mørtel), isolerglasslim, fugemasse og maling. PCB-forbindelser er blitt spredt i miljøet ved at produkter og materialer som inneholder PCB har blitt kastet eller behandlet på måter som gir utslipp. I Norge har ny bruk av PCB vært forbudt siden Utlekking fra produkter som har blitt kastet, eller fortsatt kastes, er sammen med forurenset grunn og sedimenter trolig kilder til fortsatt spredning i miljøet. Spredning av PCB til miljøet skjer også fra bygninger der PCB fortsatt er i bruk, spesielt i forbindelse 19

20 med rehabiliteringsarbeider der PCB-holdige materialer fjernes. (Danis et al., 2005; SFT, 2005e). Selv om PCB ble forbudt i Europa i midten av 80 tallet (OSPAR, 2001a) har det fortsatt å spre seg i miljøet. Dette skyldes primært stoffets ekstreme motstand mot fysisk-kjemisk og biologisk nedbrytning (OSPAR, 2001a; Danis et al., 2005) Dioksiner Dioksiner opptrer ofte sammen med PCB som kjemisk sett er svært likt. Begge gruppene klorerte organiske miljøgifter består av diaromatiske hydrokarboner. Det vil si at de har en grunnstruktur av et skjelett av to benzenringer. En benzenring inneholder seks karbonatomer i en ring bundet til et hydrogenatom. I klorerte organiske miljøgifter er et eller flere av hydrogenatomene byttet ut med kloratom. Dette gir mange teoretiske kombinasjoner av antallet kloratomer, og plasseringen av dem i benzenringene. Dioksiner består av de to stoffgruppene polyklorerte dibenzo-p-dioksiner (PCDD) (opptil ulike 75 teoretiske forbindelser) og polyklorerte dibenzofuraner (PCDF) (opptil ulike 135 teoretiske forbindelser) (Van den Berg et al., 1998; OSPAR, 2005a; SFT, 2005h). Dioksiner er ikke polare, fettløselige, og lite biologisk nedbrytbar. Dermed lagres stoffene i fettvev med fare for akkumulering i næringskjeden (Muir et al., 1992; Van den Berg et al., 1998; van den Berg et al., 2000; Bols et al., 2001; OSPAR, 2005a; SFT, 2005h; Økland, 2005). Eksponering overfor dioksiner gir mange av de samme karsinogene, immuno-, embryo-, reproduksjons-, og neurotoksiske samt endokrine effektene man ser ved PCB forgifting (Ahlborg et al., 1992; Ahlborg, 1993; Van den Berg et al., 1998; van den Berg et al., 2000; Bols et al., 2001; Staskal et al., 2002; Kuzyk et al., 2005; OSPAR, 2005a; Roots & Zitko, 2006). Dioksiner forekommer over alt i miljøet i lave konsentrasjoner, som følge av naturlige og menneskeskapte termiske prosesser. Forekomstene av dioksiner i miljøet, skyldes i hovedsak utslipp i forbindelse med menneskelig aktivitet. Avfallsforbrenning har lenge vært ansett som en av de mest vanlige kildene, mens industri som produserer klororganiske stoffer, metaller og bleket papir historisk sett har vært de viktigste industrielle kildene til dioksinutslipp (OSPAR, 2005a; SFT, 2005h; Økland, 2005). 20

21 1.7.3 Polyaromatiske hydrokarboner (PAH) Polyaromatiske hydrokarboner (PAH) er en samlebetegnelse på en gruppe organiske kjemikalier bestående av tre eller flere benzen ringer. I miljøet finnes PAH-forbindelser hovedsakelig bundet til partikler. PAH-forbindelser i naturen brytes ned i varierende grad, og kan bioakkumuleres. Flere PAH-forbindelser er meget giftige for vannlevende organismer, og bioakkumuleres spesielt i invertebrater. Vertebrater kan i større grad metabolisere dem, og kvitte seg med PAH i kroppen (OSPAR, 2001b; SFT, 2005g; Hylland, 2006). Selv om høyerestående dyr kan bryte ned PAH, er flere av PAH forbindelsene meget kreftfremkallende som eks. 7,12-dimetylbenz(a)anthrene (DMBA), benzo(a)pyrene (B(a)P) og 3-metylcholanthrene (3-MC) (Reynaud & Deschaux, 2005; Hylland, 2006; Reynaud & Deschaux, 2006). I tillegg til de kreftfremkallende effektene har en del PAH forbindelser vist seg å ha effekter på immunsystemet, det endokrine og det reproduktive system (Reynaud & Deschaux, 2005; Hylland, 2006; Reynaud & Deschaux, 2006). PAH finnes i produkter som steinkulltjære, kreosot, annen tjære, mineralolje og oljeprodukter generelt. PAH-forbindelser dannes ved all ufullstendig forbrenning av organisk materiale. De største PAH-kildene i Norge i 2003, var aluminiumsindustrien og vedfyring i boliger. Kreosotimpregnert trevirke er også en viktig kilde til utlekking av PAH. Videre frigis PAH fra veitrafikk og skips- og båtrafikk (OSPAR, 2001b; SFT, 2005g) Bromerte flammehemmere (BFR) Bromerte flammehemmere (BFR) er en fellesbetegnelse for en stor gruppe organiske stoffer. Stoffene har forskjellige strukturer, men alle inneholder brom. Under sterk varmepåvirkning frigis bromradikaler som stopper kjedereaksjonen i forbrenningsprosessen, og virker dermed hemmende på utvikling av brann. Noen av de bromerte flammehemmerne har i de senere årene kommet i søkelyset på grunn av at de 21

22 er lite nedbrytbare i miljøet, og dermed akkumuleres i næringskjeder. De kan konsentreres i næringskjeder, og er påvist i levende organismer og i morsmelk (OSPAR, 2001c; de Wit, 2002; Fjeld et al., 2004; SFT, 2005f; Sundt et al., 2006). Enkelte bromerte flammehemmere er akutt giftige for vannlevende organismer (OSPAR, 2001c; de Wit, 2002; SFT, 2005f). Stoffene er lite akutt giftige for mennesker, men ved gjentatt eksponering er det påvist at noen kan føre til leverskade. Det er mistanke om at enkelte bromerte flammehemmere kan gi hormonforstyrrende effekter, og at de kan gi skader på nervesystemet. Det er fortsatt behov for mer kunnskap om stoffenes langtidseffekter (Hardy, 2002; Birnbaum et al., 2003; Legler & Brouwer, 2003; Mariussen & Fonnum, 2003; Smeds & Saukko, 2003; SFT, 2005f; Balch et al., 2006; Eriksson et al., 2006; Tada et al., 2006; Timme-Laragy et al., 2006; Tseng et al., 2006). Utslipp av bromerte flammehemmere kan skje under selve produktdannelsen, fra produkter under bruk, gjenvinning og avfall. Stoffene kan tilføres jord, vann og luft. Det er funnet bromerte flammehemmere i inneluften i kontorlokaler med store mengder datautstyr. Bromerte flammehemmere blir også tilført det norske miljøet via langtransporterte luftstrømmer. Der det er funnet forhøyede nivåer i miljøet skyldes dette trolig punktutslipp. TBBPA er den bromerte flammehemmeren som brukes mest i Norge. Størstedelen av de bromerte flammehemmerne finnes i importerte ferdigprodukter. Omlag 2/3 av den totale mengden bromerte flammehemmere brukes i plastkomponenter i elektriske og elektroniske produkter, for eksempel i kretskort, PCeksteriør, kontakter, brytere osv (OSPAR, 2001c; de Wit, 2002; Alaee et al., 2003; SFT, 2005f). 22

23 2. MATERIALE OG METODE 2.1 VALG AV PRØVESTASJONER Valget av stasjonssteder ble foretatt etter en innledende undersøkelse med topografisk beskrivelse og strømmålinger i området utenfor Vikan avfallsplass (Olsen, 2005). Det ble definert og valgt et nærområde til utslippet, og et valgt geografisk område kalt det nære fjordområdet. Saltenfjorden som sådan omfattes dermed ikke av denne vurderingen. Da det i det nære fjordområdet (markert med brutt linje i Figur 1), finnes flere større/ spesielle utslipp ble det ikke kun fokusert på sigevannet fra avfallsplassen. En eksakt angivelse av prøveuttakingssteder ble foretatt etter innledende undersøkelser foretatt av Argus Miljø AS (Olsen, 2005). Figur 2 og Tabell 3 viser posisjon for prøveuttaking av biota og sediment. For nærmere beskrivelse av sediment og vannstrømmålinger på lokalitetene viser en til undersøkelser rapportert av Olsen (2005). Som referansestasjon i undersøkelsen ble det valgt å benytte et nærmere definert punkt utenfor Straumøya hvor kommunen i flere år har hatt et referansepunkt i forbindelse med de årlige resipientundersøkelsene for kommunale utslipp. Vannprøver, sediment og biologisk materiale herfra er brukt som referansemateriale. 23

24 Figur 1 Kartutsnitt av det aktuelle området hvor nærområdet er markert med stiplet linje. Områder for prøvefiske er markert, samt stasjoner for prøveuttaking av blåskjell. Referanse lokaliteten Straumøya ligger sør for kartutsnittet ved N: Ø: Tabell 3. Posisjon (Garmin GPS 76) og stedsnavn for prøveuttak av biota og sediment. STASJON NR. STASJONSNAVN POSISJON DYP (M) Grabbprøver V1 Yttervika N: Ø: V2 Avløp (Vikan) N: Ø: V3 Valosen N: Ø: Biotaprøver 1 Yttervika N: Ø: Innervika (Asfaltverket) N: Ø: Hopen N: Ø: Langodden N: Ø: (Kommunalt avløp) REF Straumøya N: Ø:

25 Figur 2. Plassering av strømmålere, grabbprøveuttakingsstasjoner og stasjoner for innsamling av biota ved Vikan. Røde flagg = rigg med måler for vannutskiftingsstrøm og bunnmåler. Røde kryss = Grabbprøveuttakingsstasjoner V1 - V3. Grønne trekanter = stasjoner for innsamling av biotaprøver B1-B4 (etter Olsen, 2005) 25

26 2.2 KJEMISKE OG MIKROBIOLOGISKE UNDERSØKELSER AV SJØVANN OG SEDIMENT Næringssaltanalyser Sjøvann fra overflate og bunn ved stasjonene V1, V2 og V3 ble innhentet og analysert for total fosfor (NS 4725) og nitrogen (NS 4743). Alle prøver ble tatt i duplikater og analysert av Labora AS Bakteriologiske analyser Sjøvann fra overflate og bunn ved stasjonene V1, V2 og V3 ble innhentet og analysert for termostabile koliforme bakterier (TKB; NS 4792; 44 o C) og Clostridium perfringens (Intern, Labora AS). Clostridium som er sporedannende ble tatt med i undersøkelsen for påvisning av eventuell akkumulerte fekale forurensninger. Alle prøver ble tatt i duplikater og analysert av Labora AS. 2.3 BAKTERIOLOGISKE UNDERSØKELSE AV FISK OG SEDIMENT Tarmbakterier på fiskehud Fisk (n=10) fangstet i teiner i Yttervikan (Figur 1) og ved referansestasjonen ved Straumøya ble undersøkt for eventuell forekomst av termostabile koliforme bakterier (TKB; NMKL 125; 44 o C). Svaberprøver (SpongeSicle, Biotrace International) ble tatt på hudoverflaten under ryggfinnen på fisk. Alle analyser ble gjennomført av Labora AS Bakteriologiske undersøkelser av sediment Slam fra bunn ved stasjonene V1, V2 og V3 ble innhentet og analysert for termostabile koliforme bakterier (TKB; NMKL 125; 44 o C) og Clostridium perfringens (NMKL 95, Labora AS). Alle prøver ble tatt i duplikater og analysert av Labora AS. 26

27 2.4 MILJØGIFTUNDERSØKELSE AV SJØMAT OG SEDIMENT Prøvene ble innsamlet og opparbeidet i henhold til metodikk benyttet og beskrevet innenfor OSPAR-kommisjon's JAMP (OSPAR, 1997). Prøver ble tatt sommer 2005 ( ) og tidlig vinter 2005/2006 ( ). For nærmere beskrivelse av prøveuttakingsmetode for sediment viser en til Olsen (2005) Valg av art og størrelsesgruppe Blåskjell (Mytilus edulis L.) Det ble samlet inn 50 individer (± 10 %) fra hver lokalitet (4 lokaliteter, stasjon nr. 1,2, 3 og ref, se Tabell 3 s. 24) i størrelsen mm sommer 2005 og vinter 2005/06 (OSPAR, 1997) Av disse individene ble det laget én blandprøve pr. lokalitet pr. sesong Torsk (Gadus morhua L) Eventuell påvirkning på torsk var sentralt i undersøkelsen. Torsk ble fangstet på 3 lokaliteter (se Figur 1, s.24). Da lokalitet Vikan og Hopen lå nær hverandre valgte en i analyseprosessen å slå sammen disse to stasjonene til en lokalitet. En prøvde å samle inn 25 individer (± 10 %) fra hver lokalitet i størrelsesorden cm (OSPAR, 1997) ved hjelp av kommersielle torskeruser med størrelse: L: 1,3 m, B:0,8 m og H: 1,2 m (Frøystad Fiskevegn A/S). Av disse individene ble det laget en blandprøve pr. lokalitet pr. sesong Fangst og transport av fisk og skjell All fisk ble holdt på is fram til prøveuttak. En benyttet nye isopor-/fiskekasser fylt med is. All fisken og blåskjell ble håndtert med gummihansker av polyetylen. Skjellene ble fanget og holdt levende i lukket konteiner ved 5 15 o C, fram til ankomst laboratorium Utstyr til prøveuttak På grunn av faren for kontaminering av nikkel (Ni) og krom (Cr) ble det benyttet knivblad av keramikk, og pinsetter av fargeløs polyetylen. 27

28 2.4.4 Vaskerutiner etter hvert prøveuttak. En standardisert vaskemetode for utstyr ble benyttet mellom hvert prøveuttak, og ble gjennomført på følgende måte (OSPAR, 1997) 1. Vasket med alkohol og dh 2 O 2. Vasket deretter med HNO 3 (p.a): dh 2 O (1:1) 3. Skylte godt med dh 2 O Lagring og disseksjon av prøver. Ved ankomst laboratorium, ble fisken uten opphold dissekert og fryst ned til under 36 o C. Lagring av muskel- og leverprøver ble gjort i egnet materiale (i duplikat). For analyse av organiske miljøgifter ble prøvene lagt i aluminiumsfolie og lagret i dypfryser (< -36 o C) fram til analyse. Tilsvarende ble prøver for metallanalyser lagret i plastposer og fryst umiddelbart til < - 36 o C Prosedyre for uttak av muskel og lever på fisk Ved prøveopparbeiding ble hver fisk registrert for kjønn, lengde, vekt, innvollsvekt gonadevekt og levervekt. I tillegg ble leverfarge, og eventuelle sår og misdannelser notert i henhold til Mjanger et al. (2005). For at prøveuttaket fra fisk til fisk skulle være mest mulig likt gjennomført og standardisert, ble følgende prosedyre fulgt: Først ble høyre ryggfilet tatt ut, deretter ble skinn og underliggende fettlag fjernet, videre ble et stykke direkte under første ryggfinne, på ca. 10 % av total vekten av fisken tatt ut 1. Dette stykket ble delt i fire like store stykker hvor to ble lagt i aluminiumsfolie (organisk kjemisk analyse) og to i forseglede plastposer (metallanalyser) 1 For en 500 g fisk tilsvarer dette en 50 g muskelprøve 28

29 Fra lever ble det benyttet et stykke av fremre del tilsvarende 15 % av den totale lever vekta. Prøven ble videre delt i fire like store stykker, hvor to ble lagt i aluminiumsfolie og to i forseglede plastposer Prosedyre for prøveuttak av blåskjell Skjellene ble "tarmrenset" ved at de ble holdt levende 24 timer i ett akvarium med sjøvann hentet fra overflaten ved innsamlingsstedet, ved samme vanntemperaturen som ved prøvestedet. Blåskjellene ble håndtert mens de enda var i live. Skjellet ble åpnet ved å snitte fremre lukkemuskel (Figur 3) og deretter lagt på høykant over et trekkpapir i minimum 5 minutter for å tømme skjellet mest mulig for vann. Bløtvevet fra skjellet ble delt i to like store stykker hvor et ble oppbevart i aluminiumsfolie, mens et ble forseglet i plastpose for metallanalyse og fryst til 36 o C. Figur 3. Åpnet blåskjell med alle bløtdeler, merk posisjon til fremre lukkemuskel hvor innsnitt ble foretatt (figur etter Iversen et al. (2004) 29

30 2.4.8 Kjemiske analyser Organiske miljøgifter 2 ble analysert i alle vevstyper dvs.: bløtdelene i blåskjell, fiskelever og fiskefilet. Metaller 3 ble analysert i blåskjell, fiskelever og fiskefilet. Forbehandling av prøvene til metall og miljøgiftanalyse ble gjennomført av Labora AS, mens selve analysene av metaller og miljøgifter ble gjennomført av akkreditert laboratorium AnalyCen, Norge (NS-EN ISO 17025, 9001 og 14001). Resultatene for polyklorerte bifenyler (PCB) er gjengitt som PCB 7 bestående av PCB forbindelsene 28, 52, 101, 118, 138, 153 og 180. Polysykliske aromatiske hydrokarboner (PAH) uttrykkes som PAH 16 (US EPA) (OSPAR, 2001b). Hovedresultatene fra analysene av dioksiner er gjengitt som innhold av toksisitetsekvivalenter (TE). TE fra PCDF/PCDD er beregnet i henhold til enkeltstoffenes toksisitetsekvivalentfaktor (TEF) etter en modell av Van den Berg et al., (1998) (WHO-TEF) Vurdering av tilstandsklasse For å forenkle resultat kapitlet, har vi valgt å bruke fargekoder som benyttet i Molvær (1997) for å illustrere forurensningsgraden for de enkelte parametrene ved en lokalitet (Figur 4, se også Tabell 2, s.11). Da det ikke foreligger anbefaling for tilstandsvurdering for metallene Bly (Pb), Kadmium (Cd), kobber (Cu), Nikkel (Ni), Arsen (As), Krom (Cr) og sink (Zn) og miljøgiftene PAH og B(a)P i torskemuskel og lever, vil disse parameterne kun bli diskutert generelt, og ikke gitt en vurdering i forhold til tilstandsklasser. 2 Polyklorerte bifenyler ( PCB 7 ), Polysykliske aromatiske hydrokarboner ( PAH 16 ), dioksin og bromerte flammehemmere (BFR) 3 Kvikksølv (Hg), Bly (Pb), Kadmium (Cd), kobber (Cu), Nikkel (Ni), Arsen (As), krom (Cr) og sink (Zn) 30

31 Ingen anbefaling, lite data I - Ubetydelig, lite forurenset V - Meget sterkt forurenset II - Moderat forurenset IV - Sterkt forurenset III - Markert forurenset Figur 4. Fargekode som indikerer tilstandsklasse fra Klasse I (ubetydelig, lite forurenset) til klasse V (meget sterkt forurenset) etter Molvær (1997). 31

32 3. RESULTATER 3.1 KJEMISKE OG MIKROBIOLOGISKE UNDERSØKELSE AV SJØVANN Det ble tatt sjøvannsprøver fra overflate og bunnvann ved lokalitetene Innervika (V1), ved avløpet til Vikan avfallsplass (V2) og ved Valosen (V3, referanse sediment) (Figur 2). Ved Innervika (V1) ble det registrert i overflate og bunn henholdsvis 20 og 1 TKB/100 ml; 1 og 0 Clostridium perfringens/100ml, 10 og 12 µgp/l (total fosfor) og 150 og 140 µgn/l (total nitrogen). Ved avløpet (V2) ble det registrert i overflate og bunn henholdsvis 10 og 2 TKB/100 ml; 0 og 1 Clostridium perfringens/100ml, 10 og 11 µgp/l (total fosfor) og 120 og 140 µgn/l (total nitrogen). Ved Valosen (V3) ble det registrert i overflate og bunn henholdsvis 15 og 3 TKB/100 ml; 1 og 0 Clostridium perfringens/100ml, 10 og 11 µgp/l (total fosfor) og 120 og 120 µgn/l (total nitrogen). 3.2 TOPOGRAFI, STRØMFORHOLD OG SEDIMENT VED UTSLIPPSPUNKTET Olsen (2005) foretok mai/juni 2005 en vurdering av strøm og sediment forholdene i og ved utslippspunktet til Vikan avfallplass i Yttervika. I tillegg ble bunntopografien nøye kartlagt. De topografiske undersøkelsene viste at utslippspunktet for sigevann fra deponiet ligger i et område som skråner jevnt ned til et dyp på over 300 m (se kart i Olsen, 2005). Det ble ved strømmåling ved 5 meters dyp vist en svak vannutskiftingsstrøm (1,8 cm/sek i gjennomsnitt) med relativt høy maksimumregistrering (13,4 cm/sek) i en nordøst og sørvestlig retning i Yttervika. Bunnstrømmen (70 m dyp) var svak (1,2 cm/sek i gjennomsnitt) med relativt høy maksimumsregistrering (8,4 cm/sek). Bunnstrømmen hadde en sørvest og vestlig retning (Olsen, 2005). 32