Delrapport konsekvensutredning: Utslipp til Sjø

Franzefoss Gjenvinning AS Delrapport konsekvensutredning: Utslipp til Sjø 2014-06-11

B01 2014-06-11 Til informasjon/ kommentar hos oppdragsgiver Glhau A01 2014-06-10 Utarbeidet Glhau Pebec Glhau Rev. Dato: Beskrivelse Utarbeidet Fagkontroll Godkjent Dette dokumentet er utarbeidet av Norconsult AS som del av det oppdraget som dokumentet omhandler. Opphavsretten tilhører Norconsult. Dokumentet må bare benyttes til det formål som oppdragsavtalen beskriver, og må ikke kopieres eller gjøres tilgjengelig på annen måte eller i større utstrekning enn formålet tilsier. Norconsult AS Pb. 110, NO-3191 Horten Apotekergaten 14, NO-3187 Horten 2014-06-05 Side 2 av 31

Innhold 1 Innledning 5 1.1 Utslippet Husøya 5 1.2 Resipienten 6 1.3 Tidligere undersøkelser: Dagens situasjon: 0-situasjonen 9 2 Modellering 10 2.1 Metode 10 2.1.1 Innputt parametere 10 2.2 Resultater 11 2.3 Vurderinger 16 3 Mulige miljøkonsekvenser av stoffer i utslippet 17 3.1 Olje 17 3.1.1 Sjøfugl 17 3.1.2 Organismer i vannsøylen (fisk, plankton) 17 3.2 Metaller 18 3.2.1 Arsen (As), 18 3.2.2 Barium (Ba) 18 3.2.3 Kadmium (Cd) 18 3.2.4 Kobber (Cu) 18 3.2.5 Kvikksølv (Hg) 19 3.2.6 Mangan (Mn) 19 3.2.7 Nikkel (Ni) 19 3.2.8 Bly (Pb) 19 3.2.9 Sink (Zn) 19 3.2.10 Molybden (Mo) 19 3.2.11 Vanadium (V) 20 3.2.12 Selen (Sn) 20 3.3 Grenseverdier for effekter 20 3.3.1 Bunnfauna, vannlevende organismer og strandsone 21 3.3.2 Fugl, predatorer 22 4 Miljøkonsekvenser av utslippet 24 4.1 Vannlevende organismer 24 4.2 Bunnnfauna 25 4.3 Konsekvenser for fugl 25 4.3.1 Beregninger 25 4.3.2 Oppsummering, fugl 26 4.4 Konsekvenser for sjømatkvalitet 26 5 Konklusjon 28 6 Referanser 29 7 Vedlegg 31 2014-06-05 Side 3 av 31

Sammendrag Det er gjennomført modellering av utslipp av vann fra behandlingsanlegget ved Franzefoss gjenvinning på Husøya i Kristiansund. Sørvest for utslippet ligger en strandeng og strandsump, som er yngleområde for flere nær truede fuglearter. Nordøst ligger naturreservatet Fugløya. Modelleringene viser at utslippet vil innlagres i vannmassene dersom det er strøm i resipienten. Ved strømstille perioder vil utslippsvannet nå overflaten. Fortynning av utslippet skjer raskt og i kort avstand fra utslippet oppnås 200-1000 ganger fortynning. For å vurdere konsekvenser av utslippet for vannlevende organismer, fugl og sjømatkvalitet er det benyttet en konservativ fortynningsgrad på 500 ganger fortynning for beregning av eksponering. Denne konsentrasjonen er sammenlignet med relevante grenseverdier for effekter. Vurderingen viser at utslippet i liten grad vil bidra til økt toksisitet i resipienten og for fugl som bruker området som fødeområde. 2014-06-05 Side 4 av 31

1 Innledning Franzefoss Gjenvinning AS planlegger et behandlingsanlegg for boreavfall på Husøya i Kristiansund kommune. Utslipp fra anlegget vil komme ut i Bolgsvaet. Bolgsvaet er en resipient som i dag har mye industrivirksomhet og skipstrafikk og har moderat økologisk tilstand, samt oppnår ikke god kjemisktilstand. 1.1 UTSLIPPET HUSØYA Punkt B i Figur 1 er valgt som utslippspunkt for vann fra behandlingsanlegget. Utslippspunktet ligger på ca. 29 m dyp. B Figur 1: Utslippspunktet fra vannrenseanlegget ved Bolgsvaet. Gjeldende utslippstillatelse er gitt i Tabell 1. 2014-06-05 Side 5 av 31

Tabell 1: Dagens utslippstillatelse for utslipp av vann fra kjemisk og biologisk renseanlegg. Forbindelse Utslippsgrenser Konsentrasjonsgrense (mg/l) Midlingstid: 1 døgn Langtidsgrense (kg/år) Midlingstid: Ett kalenderår TOC 1000 16 800 Olje 20 252 Cr (tot) 0,1 1,3 Ni 0,5 6,3 Cu 0,2 2,5 Zn 0,5 6,3 As 0,05 0,6 Mo 0,2 2,5 Cd 0,02 0,3 Sn 0,2 2,5 Ba 0,5 12,6 Hg 0,005 0,1 Pb 0,1 1,3 V 0,5 6,3 ph 6-9 Franzefoss vurderer å øke det årlige utslippet av vann til 65.000 m 3 istedenfor dagens tillatte 25.000 m 3, for å kunne motta og behandle større mengder avfall. Dette skal ikke føre til økt utslipp av forurensningskomponenter og vil dermed medføre behov for økt rensing av utslippet. 1.2 RESIPIENTEN Resipienten for utslippet fra behandlingsanlegget vil være vannforekomstene "Bolgsvaet" og "Bolgsvaet ved Husøya". Begge vannforekomstene har moderat økologisk tilstand og oppnår ikke god kjemisk tilstand (Vann-nett). Det har i lang tid vært knyttet ulike typer industri til Husøya, og området ved Vestbase, på nordsiden av Bolgsvaet, utvides stadig. Bolgsvaet er planlagt nødhavnlokalitet. Både dette og annen industri i området fører til stor skipstrafikk. "Bolgsvaet ved Husøya" er kysttype beskyttet og "Bolgsvaet" moderat eksponert. Begge vannforekomstene er moderat eksponert for bølger, permanent mikset, har kort oppholdstid for bunnvann og svak strømhastighet. Begge vannforekomstene har mulig risiko for ikke å nå kravene om god miljøtilstand (Vann-nett). Vannforekomstene er vist i Figur 2 og Figur 3. 2014-06-05 Side 6 av 31

Figur 2: Vannforekomsten "Bolgsvaet ved Husøya" (Vann-nett). Figur 3: Vannforekomsten "Bolgsvaet" (Vann-nett). Registreringer av viktige naturtyper eller vern i området i er vist i Figur 4 og 5. Resipienten er beiteområde for toppskarv, storskarv, svartand, havelle, ærfugl og sjøorre. i indre del av "Bolgsvaet ved Husøya" og sør vest for Husøya i vannforekomsten "Bolgvågen" finnes en strandeng og strandsump ("Bolgleira") (Figur 5), som er yngleområde for blant annet sangsvane, vipe og storspove, arter som alle er nært truet. Lokaliteten som er karakterisert som en viktig naturtype med bakgrunn i at det er få tilsvarende lokaliteter i Frei. Denne lokaliteten ligger inne i det svært grunne området og utslippsledningen bør ikke komme i konflikt med denne. Området rundt Fugløya, nord for Husøya, er naturreservat (Naturbase). Det er viktig at utslippet ikke går mot naturreservatet og da dette kan gi negative effekter. 2014-06-05 Side 7 av 31

I følge Fiskeridirektoratets karttjeneste er området øst for Fugløya og Husøya, inkludert Bolgvågen registrert som gyteområde for torsk. Bolgsvaet er også notområde for fangst av sild og i Bolgvågen ligger en låssettingsplass. En låssettingsplass er definert som en plass nær strandlinjen hvor topografiske og hydrografiske forhold er slik at et notsteng kan låssettes der, noe som betyr at fisken kan oppbevares i noten/innhengningen til den er klar for omsetning (fiskeridir.no). Den planlagte nødhavnen i Bolgsvaet ser ut til å ligge midt i Bolgsvaet, men Kystverket opplyser at denne er tegnet inn litt feil i kartverktøyet og skal være knyttet opp mot Vestbase og kaiene der, og tiltaket vil derfor ikke komme i konflikt med denne. Figur 4: Rosa område er fiskeplass for aktiv redskap, brunt skravert område er oppvekstbeiteområde for fisk og rødt område i Bolgvågen er låssettingsplass. Rød trekant markerer at Bolgsvaet er foreslått som nødhavnlokalitet (kilde: Kystverket). Figur 5: Viktige naturtyper og artsforekomst i nærheten av planlagte utslipp. Brunt skravert område viser et viktig avlastningsområde for sjøfugl. Grønt skravert område er strandeng og strandsump. Rødt område er naturreservatet Fugløya (kilde: Naturbase). 2014-06-05 Side 8 av 31

1.3 TIDLIGERE UNDERSØKELSER: DAGENS SITUASJON: 0-SITUASJONEN Norconsult AS gjorde undersøkelser av vannkvalitet, hardbunnsfauna og bløtbunnsfauna i 2012 (Norconsult AS, 2014). Norconsult gjennomført en undersøkelse av kjemisk tilstand i vannmassene og kjemisk og biologisk tilstand i sedimentene og biota som en forundersøkelse som dokumenterte tilstand i resipienten før utslippet startet. Resultatene av denne undersøkelsen er beskrevet kort nedenfor. Det er vist overskridelser av enkelte metaller i vann, med de største overskridelsene av kobber og bly. CTD målinger viste også at vannutskiftningen er god. På grunn av overskridelser av nasjonale grenseverdier av metaller i vann ble samlet økologisk tilstand satt til moderat. Det ble påvist kobber i sedimentprøve tatt utenfor Husøya, men i en svært lav verdi. Alle forurensningsstoffer som er påvist ble målt i tilstandsklasse I og II. Det ble målt enkelte PAHforbindelser i prøven, men konsentrasjonen lå under grensen for økologisk risiko (TA-2229/2007). Undersøkelsen inneholdt også modelleringer av tre ulike alternativer for utslippspunkt. Denne modelleringen var grunnlaget for valg av utslippspunkt. Etter denne modelleringen er det gjort endringer i utslippsmengde og utslippsdyp som gjør at ny modellering bør gjennomføres. Innholdet av miljøgifter i biota ble undersøkt i Bolgvågen i en resipientundersøkelse Norconsult gjennomførte for Kristiansund kommune i 2012 (Norconsult 2013). Arbeidet inkluderte prøvetaking av torsk, flatfisk og albuesnegl for analyse av ulike miljøgifter. Resultatene fra Bolgvågen viste at det ikke var noen overskridelser av Mattilsynets grenseverdier for distribusjon. I torskelever ble det målt konsentrasjon av PCB-7 i tilstandsklasse III (markert forurenset). Videre ble det målt en kvikksølvkonsentrasjon i torskefilet i klasse II fra Bolgvågen. I albuesnegl ble det målt en kadmiumkonsentrasjon i klasse II (dvs. moderat forurenset) 2014-06-05 Side 9 av 31

2 Modellering 2.1 METODE Beregning av fortynning og innlagring av det fremtidige utslippet er utført med fortynningsmodellen Visual Plumes (U.S.EPA). Modellen beregner hvordan et utslipp vil fordele seg i en resipient ut fra tetthet, strømhastighet og retning til utslippet og forhold i resipienten. Dersom det er stor forskjell i tetthet for utslippet og vannet i resipienten vil utslippet lettere stige til overflaten. Sjiktninger i vannsøylen vil kunne føre til at utslippet innlagres i vannmassene en avstand fra overflaten. Generelt vil lav strømhastighet føre til at avløpsplumen vil stige raskere enn ved høyere strømhastigheter. Det vil si at en plum som når overflaten ved lite strøm, kan innlagres i vannsøylen hvis strømhastigheten øker. Modellen tar ikke hensyn til partikler i utslippsvannet. Visual Plumes kan benytte fem ulike modeller i sine beregninger. I denne undersøkelsen er modellen UM3 benyttet. 2.1.1 Innputt parametere Utslippet Vanntemperatur: Denne er satt til 8 C. Saltholdighet: Denne er satt til 0 PSU. I perioder med lav vannføring kan det forekomme innblanding med saltvann i røret. I slike situasjoner vil avløpsvann i realiteten ha høyere tetthet enn hva som er brukt i modellen, og plumen vil innlagres dypere i vannsøylen enn modellen beregner. Vannmengde: Denne er 3-15 tonn per time Altså 0,8-4,2 L/s. Modellering er gjennomført for 0,8, 2,0 og 4,2 L/s. Utslippsdyp: 29 meter Utslippsrør diameter: 160 mm Koeffisient for turbulent blanding: Vi har fulgt EPAs anbefaling og brukt en konstant på 0,0003. Utslippet er plassert 1 m over sjøbunn, har retning 317 med en vertikal vinkel på -10. Resipienten Ved prøvetaking av vann i området, som ble gjennomført av Norconsult AS i 2012 (Norconsult AS, 2014), ble det gjort målinger av temperatur, tetthet, salinitet og oksygeninnhold nedover i 2014-06-05 Side 10 av 31

vannsøylen. Målingene ble gjort ved bruk av STD/CTD modell SD204 fra SAIV AS med oksygensensor. Data fra disse målingene er benyttet for sommersituasjon, og for vintersituasjon er data fra målinger ved Bud i 1996/1997 benyttet (Rådgivende biologer AS, 2005). Strøm er ikke målt. For modelleringene er det antatt 25 cm/sekund i overflaten, 10 cm ved 5 meter og synkende til 0 cm/sekund ved bunnen (30 meter)), Strømmen går fra vest mot øst. I tillegg er det gjort modelleringer for situasjon uten strøm for å se på fare for gjennomslag til overflaten. 2.2 RESULTATER Grafer fra modellering av utslippet er vist i sin helhet i vedlegg 1. Plumens stigning og fortynning av utslippet for sommer og vinter med og uten strøm er også vist i Figur 6 til Figur 13. Modelleringene viser at utslippene innlagres dersom det er strøm i resipienten, men ikke dersom det er helt strømstille. Utslippet når overflaten mer samlet som en plume ved vinterbetingelser enn sommerbetingelser. Dette skyldes lavere tetthet i overflaten om sommeren når overflatevannet er varmere og har lavere salinitet. Ved strømstille forhold i resipienten vil utslippet bevege seg svakt i retning ut av utslippsledningen før det stiger til overflaten. Ved strøm i resipienten endres retningen raskt med strømmen. Fortynning innenfor modellens rekkevidde varierer fra 220-1000 ganger mindre enn 1 m fra utslippet ved strømstille og fra 550-1800 ganger 6 m fra utslippet ved strøm. Ved økende avstand til utslippet vil også fortynningen øke som følge av innblanding med omkringliggende vannmasser. Disse fortynningene forutsettes at det er innblanding av rent vann. Fordi forbindelsene i utslippet også er tilstede i resipienten vil avstanden til ønsket fortynning er oppnådd være noe større. 2014-06-05 Side 11 av 31

Figur 6: Plumens stigning, sommer og strøm. Rød 0,8 L/s, blå 2,0 L/s og grønn 4,2 L/s. Figur 7: Plumens fortynning, sommer og strøm. Rød 0,8 L/s, blå 2,0 L/s og grønn 4,2 L/s. 2014-06-05 Side 12 av 31

Figur 8: Plumens stigning, sommer og ingen strøm. Rød 0,8 L/s, blå 2,0 L/s og grønn 4,2 L/s. Figur 9: Plumens fortynning, sommer og ingen strøm. Rød 0,8 L/s, blå 2,0 L/s og grønn 4,2 L/s. 2014-06-05 Side 13 av 31

Figur 10: Plumens stigning, vinter og strøm. Rød 0,8 L/s, blå 2,0 L/s og grønn 4,2 L/s. Figur 11: Plumens fortynning, vinter og strøm. Rød 0,8 L/s, blå 2,0 L/s og grønn 4,2 L/s. 2014-06-05 Side 14 av 31

Figur 12: Plumens stigning, vinter og ingen strøm. Rød 0,8 L/s, blå 2,0 L/s og grønn 4,2 L/s. Figur 13: Plumens fortynning, vinter og ingen strøm. Rød 0,8 L/s, blå 2,0 L/s og grønn 4,2 L/s. 2014-06-05 Side 15 av 31

2.3 VURDERINGER Konsentrasjonene av tungmetallene i utslippstillatelsen er ca. 10-300 ganger så høye som øvre grense for tilstandsklasse II i sjøvann (god tilstand) (TA-2229/2007). Det kreves derfor en god vannutskifting for å nå konsentrasjoner som kvalifiserer til god tilstand. For å oppnå konsentrasjoner tilsvarende de laveste målte konsentrasjonene i undersøkelsen i 2012 kreves 25-1000 ganger fortynning for metaller og olje, og 1500 ganger fortynning for TOC. For å oppnå konsentrasjoner tilsvarende gjennomsnittet målt i 2012 trengs 20-600 ganger fortynning for metaller og olje og 850 ganger for TOC. Basert på modelleringene er fortynningen av utslippet fra 220-1000 ganger mindre enn 1 m fra utslippet ved strømstille og fra 550-1800 ganger 6 m fra utslippet ved strøm, basert på rent vann i resipienten. Fordi forbindelsene i utslippet også er tilstede i resipienten vil avstanden til ønsket fortynning er oppnådd være noe større. Det antas likevel at det kun er vannmassene rett over og til siden for utslippet som påvirkes av konsentrasjoner over tilstandsklasse II i sjøvann. 2014-06-05 Side 16 av 31

3 Mulige miljøkonsekvenser av stoffer i utslippet 3.1 OLJE 3.1.1 Sjøfugl Kapitlet oppsummerer mulige miljøkonsekvenser av enkeltforbindelsene i utslippet. Drivende olje kan påvirke sjøfugl som beiter/dykker/hviler på overflaten. Sjøfugl tar skade av olje som følge av at fjærdrakten mister isolerende evne, og at pussing av fjærdrakt medfører at olje kan bli spist (Kystverket 2008). I tillegg kan påvirkede matressurser bidra til toksiske virkninger som svekker fugl. Hos fugl og pattedyr kan langtidseffekter føre til effekter i immunsystemet, organskade, hudabnormiteter og forandringer i atferd. Olje kan også føre til nedsatt reproduksjon (US EPA 1999). Sjøfuglartene har ulik sårbarhet overfor olje som avhenger av årstid samt atferd. Det er bl.a. forskjeller i sårbarhet mellom dykkende og overflatebeitende sjøfugl, samt mellom pelagiske og kystbundne sjøfugler (SFT, 2000). Det finnes ingen universell grense for hvor store konsentrasjoner av olje på vannoverflaten som utgjør en trussel for sjøfugl. French-McCay (2004) oppgir likevel en konservativ terskelverdi for tilsøling av sjøfugl på 10 mikrometer (0,01 mm eller ca. 10/g og m2). Denne terskelverdien er basert på data for minimum dose for skade på sjøfugl. 3.1.2 Organismer i vannsøylen (fisk, plankton) Fisken kan ta opp stoffer gjennom kroppsoverflaten og over gjellene fra oljekomponenter i vannsøylen og bli påvirket av dette. Den kan også få i seg olje gjennom føden eller bli påvirket indirekte av forandringer i økosystemet (endret fødetilgang). Gyteprodukter som egg og larver samt ung fisk er mest sårbar. Tilgjengelig litteratur om påvirkning av olje på fisk er begrenset. Dersom et oljeutslipp skjer i en fjord eller nær kystlinjen, vil den kunne føre til mer alvorlige konsekvenser enn ved utslipp i åpent hav. Skaden vil være avhengig av forhold som oljekonsentrasjon, oljetype, værforhold og tid på året. Forsøk på Stillehavslaks og annen fisk har vist at de tidlige stadiene er mer følsomme for toksiske effekter av olje enn voksenstadiet. Fisk i tidlige stadier vil også ha mindre evne til å bevege seg vekk fra forurensede områder enn voksne individer. Olje som dispergeres eller løses opp i vannmassene kan ha toksiske effekter for fisk og planktoniske organismer. Vanligvis vil det være en stor innfluks av frittsvevende biota, slik at vannsøylen raskt blir re-kolonialisert etter at kilden til forurensingen er borte. Gyteprodukter som egg og laver fra annet en fisk er også sårbar for olje i vannsøylen. 2014-06-05 Side 17 av 31

Selv om fiskeegg og larver kan ha økt dødelighet under et oljeutslipp er det rapportert få tilfeller om at utslipp har hatt en signifikant effekt på fiskebestander (Varela 2006). Skadeomfanget vil være svært avhengig av årstid, konsentrasjon av alger i vannmassene, sammensetningen av arter osv. Forandring i sammensetning i planktonet kan igjen ha konsekvenser for andre deler av økosystemet, ved påvirkning av fiskebestander. I etterkant av Prestige-forliset ble effekter på plankton studert (Varela 2006) og sammenlignet med tidsserier fra før oljesølet. Det ble da ikke funnet forskjeller før og etter hendelsen, verken i forskjell i biomasse eller i artssammensetning. det ble målt forhøyede konsentrasjoner av oljekomponenter i zooplankton (ekstern og intern dose), men ingen forskjeller i biomasse eller samfunnsstruktur. 3.2 METALLER Kadmium (Cd), kvikksølv (Hg), nikkel (Ni) og bly (Pb) er prioriterte kjemiske stoffer i Vannrammedirektivet. Disse metallene og andre metaller i utslippet er beskrevet under. 3.2.1 Arsen (As), Arsen er et metalloid som i uorganisk form er svært giftig både for mennesker og miljø, men som er lite giftig når det forekommer i organiske former (som i marine organismer) eller i legeringer. Uorganiske arsenforbindelser er klassifisert som giftige ved innånding og svelging, kan forårsake kreft og er giftige for akvatiske organismer. Arsen er også bioakkumulerende (NOU 2010:9). 3.2.2 Barium (Ba) Barium forekommer naturlig i miljøet. Når det er løst i vann kan barium transporteres gjennom miljøet og tas opp av organismer. Det har vist å kunne inhibere cellevekst og andre prosesser på cellenivå i mikroorganismer. Det har også vist å kunne påvirke utvikling av bakteriesporer. Det er ingen studier som viser negative effekter av barium for terrestriske dyr eller planter. Det er liten informasjon tilgjengelig om effekter av barium for fisk, men studiene som finnes har kun vist effekter ved svært høye konsentrasjoner (>500 mg/liter) (WHO, 2001). 3.2.3 Kadmium (Cd) Kadmium kan tas opp i organismer direkte fra vannet, og til en viss grad fra luft og gjennom føden. Det kan bioakkumulere i organismer. Kadmium er vist å være toksisk for akvatiske evertebrater ved å påvirke vekst og å påvirke overlevelsesrater ved larvestadiet. I fisk fører kadmium til ione-ubalanse og kan påvirke metabolisering av kalsium. For høyere organismer som fugl og pattedyr akkumuleres kadmium i nyre og lever. Nyreskade og avkalking av skjelettet (osteoporose) er alvorlige følger av kadmiumeksponering (AMAP 2007). 3.2.4 Kobber (Cu) Kobber er et nødvendig sporelement for alle organismer og finnes naturlig i jord, ferskvann og havet. Kobber er klassifisert som meget giftig for akvatiske organismer. Det er imidlertid store artsforskjeller og giftigheten er størst i næringsfattige ferskvann. Kobber er lite toksisk for mennesker. Det kan akkumuleres i enkelte akvatiske organismer ved eksponering for høye nivåer, men biomagnifiseres ikke i næringskjeder (NOU 2010:9). 2014-06-05 Side 18 av 31

3.2.5 Kvikksølv (Hg) I miljøet er mye av kvikksølvet bundet til sedimenter og til organisk materiale. Mikroorganismer kan omdanne uorganisk kvikksølv til metylkvikksølv. Metylkvikksølv er fettløselig og biomagnifiseres i næringskjeder. Kvikksølv er en nervegift, og den største helseeffekten av stoffet hos mennesker er effekter på hjernen, spesielt for unge og for foster under utvikling. I pattedyr kan kvikksølveksponering også påvirke dannelsen av sæd, og dermed påvirke reproduksjon. Nevrologiske og reproduktive effekter er også vist i fugl. Kvikksølv kan gi effekter i fisk ved påvirkning av luktesans, gjelleskader, synssans og evnen til å ta opp næringsstoffer over tarmen (AMAP 2007). 3.2.6 Mangan (Mn) Hvilken form mangan forekommer som i det marine miljøet bestemmes i stor grad av ph og redoks-forhold. Mangan kan biokonsentreres i vannlevende organismer ved opptak fra vannet. Effektkonsentrasjoner funnet i toksisitetsstudier varierer mye. Toksisiteten avhenger av hardheten til vannet for følsomme organismer (WHO, 2004). 3.2.7 Nikkel (Ni) Nikkel er et essensielt metall for mange mikroorganismer, flere planter og for noen vertebrater. Nikkel er vist å ha liten grad av akkumulering i fisk og i akvatiske næringskjeder. Nikkel er vist å være akutt toksisk for alger og virvelløse dyr (særlig mollusker) i konsentrasjoner på 15 µg/l (løst nikkel) (UK Marine Special Areas of Conservation). 3.2.8 Bly (Pb) Bly bindes sterkt til sediment, og blir dermed mindre biotilgjengelig for organismer i miljøet. Mange av de uorganiske saltene av bly er tungt løselige i vann, og holdes derfor i sedimentet. Bly akkumuleres i lever, milt og i skjelettet. I pattedyr fører bly til skader på nervesystemet og mage-tarmsystemet. Påvirker dannelsen av røde blodceller, og kan føre til anemi. Bly er spesielt toksisk for hjernen under utviklingen av unge individer. Fugler er kun følsomme for blypåvirkning ved veldig høye konsentrasjoner, men kan få symptomer på forgiftning ved å spise pelleter fra blyammunisjon. I fisk akkumuleres bly hovedsakelig i gjeller, lever, nyre og i benvev. Hos unge fisk forårsaker bly misfarging av halen og skade på ryggmargen (AMAP, 2007). 3.2.9 Sink (Zn) Sink har vist å ha biokjemiske og fysiologiske effekter i akvatiske organismer og kan påvirke reproduksjon og atferd. Giftigheten avhenger av faktorer som temperatur, vannets hardhet, ph og tidligere eksponering. Studier av effekter i felt har vist negative effekter for akvatiske virvelløse dyr, fisker og planter nærme kilder til sink-forurensning (WHO, 2001). 3.2.10 Molybden (Mo) Akvatiske organismer er nokså resistente for påvirkning fra molybden. Noen negative effekter på vekst og overlevelse er observert ved konsentrasjoner over 50 mg/l. Det er gjort lite studier på 2014-06-05 Side 19 av 31

effekter av molybden for fugl, og de data som finnes er for fugl i jordbruket. Det er vist noen effekter av konsentrasjoner på 200 mg/kg i føden (US Fish and Wildlife Service, 1989). 3.2.11 Vanadium (V) Vanadium finnes i høye konsentrasjoner i enkelte marine organismer. Vanadium er vist å ha toksiske effekter for marine organismer i konsentrasjoner over 100 µg/l og lavt potensiale for bioakkumulering (UK Marine Special Areas of Conservation). 3.2.12 Selen (Sn) Eksponering av selen kan føre til effekter som nyreskade og redusert vekst og kan påvirke reproduksjon i fugl og fisk. I tillegg kan seleneksponering føre til gjelleskader. Konsentrasjoner av selen i vev hos fisk og fugl er vist å korrelere med konsentrasjoner av kvikksølv. Studier har vist at mesteparten av selen i fisk tas opp fra føden og at det biomagnifiseres (IVL,2002). Grenseverdier for effekter For å kunne vurdere miljøkonsekvensene av utslippet til Franzefoss er det viktig å kunne sammenligne forventede konsentrasjoner i resipienten opp mot grenseverdier som kan føre til effekter for organismer. Det er derfor gjort en sammenstilling av grenseverdier for aktuelle organismegrupper i dette kapittelet. Grenseverdier for metaller i vann og sediment er gitt i veiledning TA-2229/2007: Veileder for klassifisering av miljøgifter i vann og sediment (Klif 2007). I Klifs veiledning for klassifisering av miljøtilstand i vann og sedimenter er det oppgitt grenseverdier i vann basert på PNEC (Predicted No Effect Concentration), samt Vannrammedirektivets miljøkvalitetsstandarder (QS saltwater ). Disse er basert på konsentrasjoner som er vist å gi kronisk toksisitet. Forklaring på klassegrensene er vist i figur nedenfor. Figur 14: Klassegrenser i TA-2229/2007,forhold til PNEC og miljøkvalitetsstandarder (QS saltwater ).. Der det ikke finnes grenseverdier fra norske miljømyndigheter er det benyttet verdier oppgitt i European Chemical Agency, sin database «Information on Chemicals». Databasen har samlet informasjon om kjemikalier som produseres i og importeres til Europa. Databasen har samlet informasjon om stoffenes toksiske egenskaper, klassifisering og informasjon om trygg bruk. 2014-06-05 Side 20 av 31

Grenseverdiene er anbefalte etter gjennomgang av en rekke publikasjoner, og det er benyttet sikkerhetsfaktorer for å ta hensyn til forskjeller mellom arter. 3.2.13 Bunnfauna, vannlevende organismer og strandsone Bunnfauna, det vil si organismer som lever i tilknytning til sediment/ bløtbunn vil i størst grad påvirkes av utslippet ved at forbindelsene opphopes i sedimentet. For organismer i sedimentet (bunnfauna) kan Miljødirektoratets klassifiseringssystem for sedimenter benyttes (konsentrasjoner i sediment), TA-2229/2007: Revidering av klassifisering av metaller og organiske miljøgifter i vann og sedimenter. Grenseverdien mellom tilstandsklasse god/ mindre god (II og III) brukes. Organismer i vannsøylen vil kunne påvirkes av utslippet ved opptak fra vannmassene eller ved sekundær forgiftning ved opptak via føden. For organismer i vannsøylen er klassifiseringssystemet for sedimenter benyttet (konsentrasjoner i sjøvann) for å vurdere påvirkning. Det er valgt å bruke grenseverdi mellom tilstandsklasse god/ mindre god (II og III). Denne grenseverdien representerer PNEC for organismer i vannsøylen, og er satt for å beskytte følsomme arter. For barium, kobolt, mangan, molybden, vanadium og tinn er det benyttet grenseverdier for vannlevende marine organismer, PNEC, oppgitt i databasen til ECHA. For oljeforbindelser er det brukt en grenseverdi tilsvarende PNEC, akvatisk (Aquateam 2007). En oversikt over grenseverdiene og kilder til disse er vist i Tabell 2. 2014-06-05 Side 21 av 31

Tabell 2: Oversikt over grenseverdier for effekter av utslippskomponenter for vannlevende organismer. Parameter Forkortelse TA- 2229/2007 Grenseverdi (ug/l) Arsen As 4,8 0,0006 mg/l Bly Pb 2,2 3,4 µg/l Kadmium Cd 0,24 1,14 µg/l Kobber Cu 0,64 5,2 µg/l Krom totalt (III + VI) ECHA database PNEC aqua (marine water): Cr 3,4 Ingen data tilgjengelig, akvatisk toksisitet er ikke sannsynlig Kvikksølv Hg 0,048 0,0672 µg/l Nikkel Ni 2,2 Sink Zn 2,9 6,1 µg/l Barium Ba Ingen data tilgjengelig, akvatisk toksisitet er ikke sannsynlig Mangan Mn 0,0034 mg/l Molybden Mo 1,91 mg/l Vanadium V 2,5 µg/l Tinn Sn 2 µg/l Olje Aquateam 2007 1 mg/l (alifatiske hydrokarboner >C10-C35), medfører akutte toksiske virkninger 3.2.14 Fugl, predatorer Fugl vil kunne eksponeres for miljøgifter fra utslippet til sjø via føden. Rovdyr på toppen av lengre næringskjeder vil være mest utsatt for miljøgifter som akkumuleres. For fugl og pattedyr er marine næringskjeder ofte lange, og derfor er dette miljøet spesielt sårbart. Ulike arter har ulik følsomhet for de forskjellige metallene, avhengig av forskjeller i fordøyelsessystemene og andre fysiologiske forhold. Miljødirektoratet har utgitt et utkast med foreslåtte miljøkvalitetsstandarder for vann, sediment og biota, men Norge har ikke egne miljøkvalitetsstandarder for metaller i biota enda. For prioriterte stoffer i Vannrammedirektivet har EU gitt ut datablader med bl.a. grenseverdier for sekundær forgiftning for predatorer ved inntak av bytte. For denne vurderingen er det hovedsakelig benyttet grenseverdier for sekundær forgiftning som er hentet fra European Chemical Agency sin database «Information on Chemicals». Grenseverdiene fra ECHA og Vanndirektivet er oppgitt i tabellen nedenfor. 2014-06-05 Side 22 av 31

Tabell 3: Grenseverdier for fugl hentet fra ECHA og Vanndirektivets EQS datablad. Parameter Forkortelse Vanndirektivet EQS, Predators, secondary poisioning ECHA. Information about chemicals: Hazard for predators: Secondary poisoning, hazard assessment conclusion Arsen As Ikke oppgitt data for predatorer Bly Pb 1000 ug/kg bytte, våtvekt 10,9 mg/kg food Kadmium Cd 0,16 mg/kg bytte, våtvekt 0,16 mg/kg food Kobber Cu Ikke potensiale for bioakkumulering Krom totalt (III + VI) Cr Ikke potensiale for bioakkumulering Kvikksølv Hg 22 ug/kg bytte, våtvekt Ingen eller utilstrekkelig data på nåværende tidspunkt Nikkel Ni 0,73 mg/kg bytte, våtvekt Ikke oppgitt data for predatorer Sink Zn Ikke potensiale for bioakkumulering Barium Ba Ikke potensiale for bioakkumulering Mangan Mn Ingen studier godkjent etter kriterier Molybden Mo Ikke oppgitt data for predatorer Vanadium V Ikke oppgitt data for predatorer Tinn Sn Ikke potensiale for bioakkumulering 2014-06-05 Side 23 av 31

4 Miljøkonsekvenser av utslippet 4.1 VANNLEVENDE ORGANISMER Modelleringen av utslippet viser at en fortynning på 500 ganger er konservativt, og kun representerer et område rett over og rundt selve utslippspunktet. Denne fortynningsfaktoren er brukt i beregningene for å gi et bilde på «worst case» eksponering» for vannlevende organismer. Det er også vist ny konsentrasjon i resipienten ved summering av gjennomsnittlige verdier for metallene som er målt i miljøundersøkelsen av Norconsult (2014). Det er valgt å bruke gjennomsnittsverdier for å gi et bilde på konsentrasjonen over tid. 2014-06-05 Side 24 av 31

Tabell 4 Beregnet vannkonsentrasjon sammenlignet med grenseverdier for vannlevende organismer (overskridelser er vist med rødt) Det er kun bly, kobber og sink som viser overskridelser av grenseverdi for vannlevende organismer i resipienten. For bly og kobber skyldes dette i hovedsak konsentrasjoner målt i vannsøylen forut for utslipp fra Franzefoss. Konsentrasjonsøkningen av sink som følge av utslippet kan føre til at grenseverdi for vannlevende organismer overskrids. Økningen i utslipp kan derfor bidra til noe økte miljøkonsekvenser for vannlevende organismer i resipienten lokalt i utslippsområdet. 4.2 BUNNNFAUNA Ingen overskridelser av stoffene i utslippet i prøver tatt før utslippet startet. God vannutskiftning i området vil bidra til at opphopning i sedimentet vil være svært lav. På kort sikt forventes ikke konsekvenser for bunnlevende organismer. På lang sikt kan utslippet føre til lokalt forhøyede konsentrasjoner. Dette vil kunne ha konsekvenser for noen arter, og på lang sikt føre til at artsdiversiteten minker. 4.3 KONSEKVENSER FOR FUGL 4.3.1 Beregninger Det er gjort beregninger av vannkonsentrasjoner for metaller som har potensiale for bioakkumulering, og kan føre til effekter i predatorer. Dette inkluderer bly, kadmium, kvikksølv og nikkel. Vannkonsentrasjonen (µg/l) tilsvarende grenseverdien for sekundær giftighet kan beregnes basert på biokonsentrasjon i fisk (BCF) og videre biomagnifisering i næringskjeden (BMF) etter formel gitt i TGD-EQS (EU, 2011): QS sw, sec pois (ug/l) = QS biota, sec pois, sw (µg/kg) / (BCF (l/kg) * BMF) 2014-06-05 Side 25 av 31

Hvor: QS sw, sec pois er grenseverdi for sekundær giftighet i vann QS biota, sec pois, sw er grenseverdi for sekundær giftighet i føden BCF for bly, kadmium, kvikksølv og nikkel er hentet fra TA-2802/2011. BMF er hentet fra TA-3001/2012 (utkast fra Miljødirektoratet) I disse beregningene er det spesielt knyttet usikkerheter til faktorer for bioakkumulering og biomagnifisering. Ideelt skulle disse vært basert på målte data. Tabell 5: Beregnet vannkonsentrasjon som tilsvarer QSbiota. Overskridelser er markert med rødt. Beregnet konsentrasjoner av bly, kadmium kvikksølv og nikkel i resipienten er lavere enn vannkonsentrasjonen som tilsvarer QS sw, sec pois. 4.3.2 Oppsummering, fugl Flere av forbindelsene i utslippet til Franzefoss har potensiale for å føre til negative effekter hos fugl som bruker resipienten som fødeområde på grunn av sekundær giftighet. Denne vurderingen viser at konsentrasjoner i utslippet ikke vil bidra til noen betydelig økt belastning for fugl, basert på konservativ fortynning av utslippet. 4.4 KONSEKVENSER FOR SJØMATKVALITET Tidligere undersøkelser av biotaprøver fra Bolgvågen viser at konsentrasjoner i fisk var under grenseverdier for distribusjon. Det er beregnet en vannkonsentrasjon tilsvarende Mattilsynets grenseverdi for distribusjon for stoffene som har slik grenseverdi. Vannkonsentrasjonen (µg/l) tilsvarende grenseverdien for distribusjon er beregnet basert på biokonsentrasjon i fisk (BCF) og videre biomagnifisering i næringskjeden (BMF) etter formel gitt i TGD-EQS (EU, 2011): QS sw, sec pois (ug/l) = QS biota, sec pois, sw (µg/kg) / (BCF (l/kg) * BMF) Hvor: QS sw, sec pois er grenseverdi for sekundær giftighet i vann QS biota, sec pois, sw er grenseverdi for distribusjon 2014-06-05 Side 26 av 31