NIVA NOTAT O-28466/3 21. mai 2009 Til: Nordic Mining v/ivar Fossum Fra: NIVA v/torgeir Bakke Kopi: Jens Skei, NIVA, Tor Jensen, DnV Sak: Effekter av sjødeponi av avgangsmasser fra gruvedrift i Engebøfjellet på Førdefjordens økosystem på kort og lang sikt Torgeir Bakke, NIVA og Tor Jensen, DnV Innholdsfortegnelse 1 Innledning... 2 2 Problemstilling... 3 3 Beskrivelse av deponeringen... 4 4 Virkninger i deponeringsperioden... 6 4.1 Virkninger på økosystemet på bunnen... 6 4.1.1 Sedimentforhold... 6 4.1.2 Dyr i bunnsedimentet (infauna)... 6 4.1.3 Dyr som lever permanent oppå sedimentet (epifauna)... 8 4.1.4 Dyr som periodevis er i kontakt med bunnen (hyperfauna, zooplankton)... 8 4.1.5 Fluks av biomasse og stoffer fra bunnen til vannmassene... 9 4.2 Økosystemet i vannmassene... 9 5 Langtidsvirkninger etter avsluttet deponering... 12 5.1 Forventet restitusjonstid... 12 5.2 Forventet bunnsamfunn på det nye sedimentet... 16 6 Konklusjoner... 18 7 Anbefalinger... 20 8 Litteraturreferanser... 21 Vedlegg 1. Sammenfatning av erfaring fra sjødeponering av gruveavgang i Jøssingfjorden og Frænfjorden... 22 1/24
1 Innledning I forbindelse med konsekvensutredningen for planlagt utbygging av gruvedrift i Engebøfjellet ved Førdefjorden, Sogn og Fjordane, er NIVA bedt om lage å en kort betenkning om effekter av sjødeponi av avgangsmasser fra gruvedriften på Førdefjordens økosystem på kort og lang sikt. Betenkningen lages på grunnlag av deponeringsbeskrivelse, eksisterende kunnskap om norske fjorders økosystem generelt og Førdefjorden spesielt, samt tidligere erfaring med effekter av deponering av gruveavgang og andre typer avgangsmasser til sjøbunnen. Betenkningen er laget av Torgeir Bakke, NIVA i samarbeid med Tor Jensen, Det norske Veritas (DnV). 2/24
2 Problemstilling Ved utslipp av store mengder gruveavgang vil bunnsedimentenes karakter (eksempelvis: partikkelstørrelsesfordeling, innhold av organisk materiale) endres i retning av innholdet i avgangen. I forbindelse med utslipp av gruveavgang i Kirkenes er det eksempelvis observert unormalt lavt innhold av organisk materiale i sedimentene. Dyra vil bare bli tilbudt mineralpartikler som ikke inneholder næring. Ved stor sedimentering vil mange dyrearter bli begravd og omkomme. Sammensetningen av det deponerte substratet vil også ha konsekvenser for de organismer som kan etablere seg der etter at levevilkårene ellers er gode nok. Etter at deponeringen er avsluttet vil etter hvert naturlige partikler sedimentere og danne et lag med sediment som kan rekoloniseres av de artene som naturlig finnes i fjorden. Hvis dette er eneste form for forbedring av sedimentene, må man ut fra den naturlige sedimentasjonsraten på anslagsvis et par millimeter i året, forvente at gjenvekst til naturlig bunnfauna vil ta noen tiår. Det er likevel andre prosesser som kan forventes å øke gjenvekstraten slik at man realistisk snakker om under 10 år. Betenkningen beskriver forventede økologiske virkninger av selve deponeringsprosessen og etter at deponiet er avsluttet. Den dekker økologiske forhold i de bunnområdene som direkte påvirkes av deponeringen, omkringliggende bunnområder, økosystemet i vannmassene i fjorden og bunnsamfunn på grunnere vann. Betenkningen dekker ikke konsekvenser av eventuelle uhellsutslipp av avgang som for eksempel søl på overflaten eller brudd i nedføringsrøret på midlere dyp. 3/24
3 Beskrivelse av deponeringen Engebøfjellet er lokalisert på nordsiden av Førdefjorden i Naustdal kommune i Sogn og Fjordane og inneholder en betydelig rutilforekomst som første gang ble oppdaget på 1970 tallet. Forekomsten er omfattet av 9 utmål på til sammen vel 2,6 km 2. Nordic Mining sine planer om utvinning av titandioksid (TiO2) fra rutilforekomsten i Engebøfjellet vil medføre håndtering av 4-6 mill tonn avgangsmasser årlig. Avgangen er i hovedsak finkornet. Det alternativ som naturlig utpeker seg for slutthåndtering er deponering i Førdefjorden. Virksomheten vil omfatte deponering av til sammen ca 140 mill m3 masser på sjøbunnen over en periode på ca 50 år. Området som vurderes for slik avgangsdeponering er fjordområdet fra Ålasundet og vestover mot en terskel i fjorden vest av Vevring. En mest mulig miljømessig forsvarlig deponering krever at avgangsmassen føres via rørledning ned til bunnen og at det holder seg stabilt der. For å minimere miljøvirkningene er det også et krav om at avgangsmasser ikke skal kunne spre seg høyere i vannmassene enn 100 m under overflata. NGU gjorde i 1997 på oppdrag fra Norske Conoco A/S en kartlegging av det aktuelle fjordområdet som viser dybde ned til ca. 345 meter. Førdefjorden utenfor Engebøfjellet har en klassisk U-formet tverrprofil, med svært bratte sider og en flat bunn med en lav terskel mot havet, et stabilt sprangsjikt og svake langsgående strømninger langs bunnen. Fjordbunnen går fra ca 290 meters dybde utenfor Engebø nedover mot det dypeste området på ca. 345 meter ca. 7 km lenger vest og stiger så vestover mot en lav terskel på ca 315 meter ved Hegreneset. Utenfor denne ligger et nytt dypbasseng på 37-380 m som igjen stiger mot en terskel på ca 100 m dyp NØ av Svanøy. Den svakt hellende fjordbunnen utenfor Engebø er dekket av sedimenter med en slamaktig, leiraktig konsistens. Arealet som er dypere enn 300 m i dette området er ca. 4.6 km 2 og en grov beregning basert på eksisterende kartgrunnlag gir et bassengvolum opp til 300 m vanndyp på ca. 0.15 km 3. Det er konkludert med at deponeringsbassenget har en kapasitet til å motta produsert avgang for den perioden gruvedriften er antatt å vare. Det er beregnet at avgangen vi spre seg utover langs bunnen fra utslippspunktet ved Engebø med retning tvers over fjorden. Ved avsluttet deponering vil den danne en submarin vifte på ca 2,9 km2, dvs ca 60 % av dypområdet mellom Ålasundet og Hegreneset, og med høyde 0 til 150 m over eksisterende sjøbunn. Anslått skråning på deponiet er i snitt 5-6. Deponiet vil begrenses mot øst av grunnere områder utenfor Gryta, mot nord av fjellveggen og mot sør av fjellveggen og terskelen ved Ålasundet. Kornstørrelsen på avgangen er karakterisert som 60 % sand. Andelen finmateriale på < 4 µm er ca 4 % (leire ligger på < 2 µm). De tungmetaller i råmalmen som det er knyttet miljøbekymring til og som omfattes av SFTs veileder i klassifisering av miljøgifter i sediment (SFT TA-2229/2007), overskrider ikke klasse II (god) i, med unntak av kobber som ligger på grensen mellom klasse III (moderat) og IV (dårlig) (Iversen et al. 2009). Dette er ikke så ulikt metallinnhildet i det naturlige sedimentet (se kapittel 4.1.1). Sammensetningen må regnes å være noe annen i avgangen og er ukjent, men siden metallene i stor grad er bundet i mineralet og derved er lite biotilgjengelige, er det liten risiko for toksiske effekter på bunndyr av sedimentert avgang. De flotasjonskjemikaliene 4/24
som er planlagt brukt er ikke å betrakte som miljøgifter. De er ikke tungt nedbrytbare (persistente) eller bioakkumulerende, men vil til en viss grad forbruke oksygen i bunnvann og sediment når de brytes ned. Giftigvirkning av kjemikaliene på fisk finnes først ved konsentrasjoner som er langt høyere enn de som vil opptre i Førdefjorden (Rosten et al 2008). Flotasjonskjemikaliet Magnafloc er klassifisert som potensielt kreftfremkallende. Dette medfører ikke noen økologisk risiko. Hvorvidt utslipp av rester av Magnafloc med avgangen kan representere noen risiko for human helse er avhengig av om stoffet transporteres gjennom næringskjeden opp til lokal sjømat, hvor mye lokal sjømat utgjør av det totale matkonsumet, og hva som eventuelt er helsemyndighetenes livslange diettgrense for stoffet. En vurdering av helserisiko ligger utenfor mandatet for dette notatet. 5/24
4 Virkninger i deponeringsperioden Denne fasen vil innebære vedvarende tilførsel av avgangspartikler til bunnen. Innerst ved utslippspunktet vil det være en årlig sedimentvekst på ca 3 m, gradvis minkende til 0 cm ved deponikanten. Det er beregnet at deponiet i løpet av de første 15 årene vil dekke et område på ca 0,95 km2 med maksimal høyde ved ca 220 m vanndyp Etter 50 år vil arealet ha økt til 2,9 km2 og deponiet vil ha et minstevanndyp på 150 m. Det totale deponiarealet vil utgjøre ca 40 % av sjøbunnsarealet under 300 m dyp i Førdefjorden og ca 5 % av i det totale bunnarealet øst for terskelen ved Svanøy. Volumet av deponiet vil utgjøre ca 1 % av vannvolumet i Førdefjorden. Turbulens ved utslippspunktet og ras ved ustabil deponioppbygging vil føre til høyt nivå av suspenderte partikler over bunnen. Sandpartikler vil sedimentere raskt og innefor selve deponiet, mens de finere partiklene, spesielt leirefraksjonen, vil holde seg i vannmassene lenge og transporteres med bunnstrømmene. Det har ikke vært mulig ut fra utsynkingsforsøk å beregne hvor langt finmaterialet vil kunne transporteres, men vi må regne med at bunnområder også utenfor deponiet vil få tilført slike partikler.. 4.1 Virkninger på økosystemet på bunnen 4.1.1 Sedimentforhold Bunnen i denne sammenhengen begrenses til de flatere sedimentområdene i dypbassenget på 270-345 m dyp som kan tenkes å bli påvirket av sedimentering av avgangsmasser. Det er finkornet sediment i hele området, men med noe grovere innslag (sand, grus) i området nord og øst for Ålasundet. Innholdet av totalt organisk karbon (TOC) og totalt nitrogen (TN) i sedimentene er normalt for fjordbassenger. Forholdet TOC/TN innerst tyder på at mye av det organiske materialet kommer via avrenning fra land. Sedimentene er ubetydelig eller lite forurenset av tungmetaller. Tilstandsklassen er meget god (klasse I), unntatt for bly, som er svakt forhøyet, og har tilstandsklasse god (klasse II) etter SFTs kriterier (SFT TA-2229/2007). Jern, aluminium og titan har også normale konsentrasjoner. 4.1.2 Dyr i bunnsedimentet (infauna) Makrofaunaen (dyr over 1 mm) som lever i sedimentet i dypbassenget er normal og nokså rik på arter og individer (Rygg 2008). Biodiversiteten, angitt som Shannon-Wiener indeks, varierer mellom 3,6 og 4,4 som viser god til meget god tilstand etter SFTs tilstandsklassifisering (SFT TA-1467/1997). Det er en gradvis endring i dyresamfunnets artssammensetning i det undersøkte fjordområdet fra innerst ved Gryta og ut til Brufjorden. Avgangssedimenteringen kan påvirke bunnfaunen på flere måter. Høy sedimentering vil begrave og derved slå ut eksisterende fauna. Avgangen vil også innholde rester av prosesskjemikalier som er lett nedbrytbare. Nedbrytningen krever oksygen og kan føre til oksygensvikt dersom den overstiger bunnens oksygenkapasitet. Videre vil en bunn av 6/24
fremmede partikler kunne påvirke nytt nedslag av larver av bunnfauna og derved endre rekrutteringsmønsteret. Bunndyr vil i større eller mindre grad tåle vedvarende hypersedimentering av nye partikler. Man kan forvente at dyr som graver i sedimentet har størst toleranse ved at de kan holde tritt med den nye sedimentoverflaten, mens dyr i rør vil måtte forlenge rørene eller bygge nye. I forbindelse med risikovurdering av utslipp av boreavfall fra offshoreinstallasjoner er det utarbeidet en generell toleransegrense hos makrofauna for begravning med nytt sediment (Smit et al 2008). En enkelt episode som gir et lag på 5,4 cm vil slå ut anslagsvis 50 % av dyreartene, mens 95 % av faunaen ville kunne tåle et 1 cm lag. (et bunnfaunasamfunn regnes å kunne tåle et tap på opp til 5 % av artene uten å endres vesentlig). Vi må kunne anta at toleransen overfor en gradvis sedimentering er høyere enn om den skjer brått. Erfaringen fra overvåking rundt et avgangsdeponi ved Island Copper Mine, Vancouver Island, var at en avsetning på < 1 cm pr år ikke hadde påviselig effekt på lokal sedimentfauna (Ellis et al. 1995). For deponeringen ved Hustad Marmor sør for Kristiansund ble det satt en akseptgrense på 5 cm avgang avsatt over tid. Dette var basert på undersøkelser i området som viste at man sjelden fant større effekter hvis tilførselen var lavere. Det er liten grunn til å tro at det er en systematisk forskjell i toleranse mellom de artene som de refererte undersøkelsene er basert på og artene i Førdefjorden. Med en årlig maksimal sedimentering på 3 m gradvis avtakende til 0 m og en deponiskråning på 6 betyr at det bare er i et lite randområde av deponiet at faunaen vil tåle tilførselen av avgangsmasser. I over 95-98 % av arealet som tilføres avgang vil bunnfaunen stryke med på grunn av overdekking. Dersom en større andel av de organiske flotasjonskjemikaliene sedimenterer sammen med avgangen vil nedbrytningen av disse forbruke oksygenet i porevannet og teoretisk kunne føre til at avgangen vil danne et anoksisk sediment. Det er vanskelig å bedømme i hvilken grad dette vil skje, men vi kan regne med at dette først og fremst vil skje i områder der faunaen likevel vil bli slått ut av hypersedimenteringen. De fleste bunnfaunaartene har larver som lever en periode i de frie vannmassene der de spres til nye områder. Rekrutteringen til bunnfaunaen skjer i hovedsak ved at disse larvene slår seg ned og endrer form og livsførsel. Prosessen er i våre farvann årlig og sesongavhengig. Valg av bunnsubstrat er ofte en komplisert prosess der larvene tester sedimentets fysiske og kjemiske egenskaper, for eksempel kornstørrelse, innhold og type av organisk materiale, og tilstedeværelse av voksne dyr av samme art. Man kan derfor regne med at avgangsmassene, som er et fremmed sediment med lavt organisk innhold, vil gi andre stimuli enn det naturlige sedimentet, og at en bunnfauna som slår seg ned på avgangen derfor vil ha en annen sammensetningen enn på det naturlige sedimentet. Litteraturen har mange eksempler på dette. I deponeringsfasen vil sannsynligvis slike faunaendringer totalt overskygges av at dyr som slår seg ned, blir begravd. Samlet må vi derfor forvente at deponiområdet i praksis vil miste sedimentfaunaen så lenge deponeringen foregår. Man kan regne med proporsjonalitet mellom tap av bunnområder og tap av fauna. Etter 15 år med deponering vil arealet med tapt 7/24
sedimentfauna utgjøre ca 20 % av bunnområdet i dypbassenget, etter 50 år henimot 60 %, om man ikke regner med flekkvis rekolonisering innen området. 4.1.3 Dyr som lever permanent oppå sedimentet (epifauna) Dette er dyr som enten beveger på sedimentet (krepsdyr, sjøstjerner, flatfisk) eller sitter fast men tar næring fra vannet over bunnen (for eksempel sjøanemoner og svamp). Vi kan forvente at fastsittende arter ikke er spesielt mer tolerante for hypersedimentering enn sedimentfaunaen, mens bevegelige dyr i stor grad vil kunne flykte unna og unngå å bli begravd unntatt i områder med betydelig sedimentering (toleransegrensen er ukjent). Vi må likevel forvent at bevegelig epifauna også trekker ut av deponiområdet siden næringstilbudet blir betydelig redusert. Samlet må vi derfor forvente at epifaunaen enten vil stryke med eller holde seg borte fra deponiområdet så lenge deponering forekommer, selv om noen individer kan bevege seg inn og ut av området for kortere perioder. Utelukkelse av bevegelige dyr fra deponiområdet kan tenkes å føre til en større tetthet på uberørt bunn. Vi vet ikke om slik fortetning vil skje i Førdefjorden, men reduksjonen av epifauna vil i så fall være mindre enn det som tapet av naturlige bunnområder tilsier. 4.1.4 Dyr som periodevis er i kontakt med bunnen (hyperfauna, zooplankton) Hyperfauna er dyr som lever i bunnvannet og som i kortere eller lengre perioder oppholder seg på eller like over bunnen, som for eksempel bunnfisk og reker. Grunnen kan være at de søker næring på bunnen og beskyttelse mot predasjon. Som for epifauna vil tap av bunnareal til deponiet kunne ha betydning for fjordens samlede biomasse av hyperfauna siden bunnarealet som tilbyr føde begrenses til en mindre randsone. Siden hyperfauna har større bevegelighet enn epifauna, kan man også tenke seg at de lettere vil kunne vandre bort fra der deponeringen foregår. De fleste typiske arter av bunnfisk i dype norske fjorder finnes på bunnen i deponiområdet, og Havforskningsinstituttet (Bjelland 2008) har vurdert effektene av deponeringen på disse bestandene. I følge HI vil dypvannsfisken forsvinne fra områder der egnet bunnhabitat forsvinner. Dette vil være områder der bunnfaunaen slåes ut av avgangsmasser slik at mattilbudet forsvinner. Zooplankton vil kunne få en tilsvarende eksponering til deponimassene ved at de beveger seg mot dypet i visse perioder av døgnet for å unngå beitetrykket i vannmassene høyere oppe. Det er et ganske typisk trekk (men med mange unntak) hos zooplankton at de trekker mot overflata for å beite mot kvelden, er noe mer spredt om natta, går mot overflata igjen på morgenen og trekker ned i dypet etter som dagslyset kommer. Vandringsvegen vertikalt kan være over 100 m, og flere arter, spesielt pelagiske reker kan bli stående og stange mot bunnen på dagtid. Noen av disse vil nok samtidig kunne ta til seg næring fra bunnen, men det er lite sannsynlig at tapet av dette næringstilbudet vil ha innvirkning på biomassen. Mesteparten av næringen taes i vannmassene. Det er ikke grunnlag for å bedømme hvor 8/24
sårbar zooplanktonet er for hypersedimentering og høy partikkeltetthet i bunnvannet mens de oppholder seg der. Vi må regne med at det også her vil være en større eller mindre ekskluderingssone rundt utslippet der zooplankton først og fremst reagerer ved å trekke høyere opp i vannmassene, noe som ikke bør ha økologiske konsekvenser. 4.1.5 Fluks av biomasse og stoffer fra bunnen til vannmassene I mange tilfeller vil bunnsedimentene yte en tjeneste for produksjon og næringsomsetning i hele fjordsystemet. Bunnsedimentene utgjør et reservoar for næringssalter, spesielt nitrogenforbindelser, og andre sporstoffer som kan være viktige for produksjonen i en fjord. Kilden til dette er den naturlige sedimenteringen av organiske partikler fra land, fastsittende alger og planteplankton. Gjennom utlekking av porevann, godt hjulpet av resuspensjon og bioturbasjon (forenklet: dyrs graveaktivitet) vil disse stoffene transporteres opp i bunnvannet. Dersom strøm og vannutskifting gjør at bunnvannet bringes opp i de øvre ca 20 m, der primærproduksjonen foregår, kan dette øke fjordens produksjon (forutsatt at produksjonen normalt er næringssaltbegrenset). Porevannet i deponimassene vil ikke være anriket av næringssalter og vil heller ikke ha bioturbasjon, så de vil derfor ikke kunne bidra på denne måten til produksjonen så lenge deponeringen foregår. I praksis kan man derfor anta en viss proporsjonalitet mellom mengden næringssalter som lekker ut til bunnvannet og arealet av upåvirket bunn i dypbassenget. Det er vanskelig å forutsi hva dette vil bety for den totale produksjonen i fjorden, men det er grunn til å tro at virkningen på produksjonen i fjorden blir begrenset (se kap 4.2). 4.2 Økosystemet i vannmassene Man kan tenke seg to typer påvirkning på vannmassene i fjorden: virkningen på produksjonsforhold og næringsgrunnlaget for fisk og skalldyr ved at naturlige sedimentområder dekkes til og bunnfaunaen forsvinner, og virkningen av resuspenderte avgangspartikler. Virkning på primærproduksjonen og gjennom dette på næringstilbud til fisk og skalldyr er vanskelig å anslå, men det er flere grunner til å anta at virkningen blir dempet og derfor mindre enn det som det båndlagte bunnarealet skulle tilsi. Undersøkelse av strøm, turbiditet og hydrografi i fjordbassenget utenfor Engebø (Sundfjord og Bjerkeng 2008) konkluderer med at det foregår en relativt hyppig vannutskifting fra 100 m dyp og nedover, ensbetydende med at bunnvannet anriket med næringssalter kan bringes oppover og kanskje opp i produktivt lag. Bunnvannet vil i så fall være blandet og fortynnet med store volumer av intermediært vann fra kysten og utgående brakkvann fra fjorden lenger inne slik at næringssaltbidraget fra sedimentet sannsynligvis blir ubetydelig. For å avklare dette nærmere ville det vært nyttig å gjøre en modellberegning av bidragets betydning i forhold til næringssaltbidrag fra andre kilder som innstrømmende kystvann, utstrømmende brakkvann fra indre del av Førdefjorden, avrenning fra land og eventuelle utslipp av 9/24
avløpsvann og fra fiskeoppdrett. En slik modellering ligger utenfor rammen av dette notatet. Hvis reduksjonen av næringssaltbidraget fra sedimentet i dypbassenget er ubetydelig i forhold til andre kilder, og derved ikke påvirker fjordens primærproduksjon er det heller ingen grunn til å forvente ringvirkning på dyreplankton, fiskelarver og bunnlevende dyr som er direkte avhengige av denne produksjonen. Betydningen av tap eller forflytning av bunnlevende byttedyr på næringstilgangen høyere oppe i næringskjeden kan også forventes å være dempet i forhold til andel faunafritt bunnareal, men er vanskelig å anslå. For det første må vi regne med at næringsnettet som underbygger mattilbudet for fisk og skalldyr er komplekst og dynamisk slik at dersom et av elementene reduseres (her biomassen av byttedyr i og på deponiet), vil det i større eller mindre grad kunne kompenseres ved utnyttelse av andre byttedyr eller bunnfauna fra andre deler av fjordsystemet. I denne sammenheng er neppe den lave terskelen ved Hegreneset noen absolutt grense for næringssøk hos f.eks. bunnfisk. For det andre kan man som sagt ovenfor, tenke seg at biomassen av byttedyr ikke entydig reduseres, men forflyttes til upåvirkede områder som derved kan få høyere biomasse. Et totalt tap av bunnfauna på i verste fall ca 60 % av bunnområdet er ikke ubetydelig, og kan gi en negativ ringvirkning på organismer lenger oppe i næringsnettet, men det er svært vanskelig å anslå hvor stor virkningen eventuelt blir. Øket turbiditet i vannmassene på grunn av resuspendert avgang må i utgangspunktet betraktes som en stressfaktor. Høyt nivå av suspenderte partikler (TSM) vil teoretisk kunne påvirke næringssøk og andre funksjoner som er avhengig av visuell orientering, og partiklene vil kunne tette igjen filtersystem hos filtrerende organismer både i vannmassene og på bunnen. Det er også kjent at skarpkantete partikler kan skade filtreringsorganer og evt fordøyelsesorganer, men kornene i avgangsmaterialet er i all hovedsak ovale, med en svært liten andel nålformede partikler. Dette er gunstig da det er de nålformede partikler som har størst potensial for å skade fiskegjeller (Dale 2008). Når det gjelder partikkelkonsentrasjoner, viser litteraturen at det skal svært høye konsentrasjoner til for å forårsake direkte dødelighet. Påvirkning på vekst, fôropptak og adferd kan imidlertid skje ved langt lavere partikkelnivå. Smit et al (2008) har ut fra litteratur på en rekke aktuell dyrearter utledet toleransegrenser for suspenderte mineralpartikler av kornstørrelse som i leire. Ca 50 % av artene tolererer en TSM på opp til 3000 mg/l, mens 95 % vil tåle 18 mg/l eller mindre. NIVA (Bjerkeng og Sundfjord 2008) har beregnet at vann med TSM-konsentrasjon fra avgangen på 10 mg/l vil kunne spre seg langs bunnen inntil ca 1-2 km fra utslippet. Dette er et nivå langt under grenseverdi for påvirkning av vekst og overlevelse i sjøvann for alle de aktuelle fiskeartene (Dale 2008). Pelagisk dypvannsfisk, først og fremst lysprikkfisk og laksesild som er typiske for dype norske fjorder, vil kunne usettes for avgangssuspensjoner om spres oppover i vannmassene. Dette er rovfisk som jakter ved hjelp av synet og økt turbiditet vil derfor påvirke næringssøket negativt. Det er ikke mulig å bedømme risikoen for effekter på de 10/24
lokale bestandene av disse artene, men så lenge turbiditetsskyene holder seg dypere enn 100 m over bunnen og er begrenset i utstrekning til noen km fra utslippet, bør vi kunne regne risikoen som liten. Det er mulig at fisken også i noen grad vil forflytte seg vekk fra turbid vann og jakte der vannet er klarere. Høyt nivå av suspenderte mineralpartikler vil ikke bare kunne tette til gjeller etc. og føre til redusert filtreringsaktivitet hos filtrerende organismer som zooplankton, fiskelarver og enkelte voksne fisk, men kan også gjøre at dyra må håndtere store mengder partikler uten næringsinnhold for å få nok mat. Problemstillingen er bare aktuell for dyr som tar sin føde fra 100 m og nedover, i praksis enkelte zooplantonarter. Størrelsen på de vannvolumer som til enhver tid vil ha høy partikkeltetthet er liten i forhold til de totale vannvolumene disse artene henter sin føde fra, og vi anser risikoen for skade på produksjonen som lav. 11/24
5 Langtidsvirkninger etter avsluttet deponering Etter at deponeringen er avsluttet vil det skje en gradvis nyetablering av et bunnfaunasamfunn på deponiet. De sentrale spørsmålene er - Hvor fort vil denne gjenveksten skje? - Hva slags samfunn som etablere seg? - Vil etableringen ha betydning for de økologiske forholdene i fjorden for øvrig? 5.1 Forventet restitusjonstid Det er etter hvert generert en betydelig kunnskap om gjenvekst av bunnsamfunn etter fysisk forstyrrelse som mudring og deponering både av gruveavgang og andre avgangstyper. Gjenveksthastigheten er avhengig av flere forhold, både hvor fort sedimentkvaliteten forbedres gjennom nedbrytning av skadelige utslippsstoffer og naturlig sedimentering; reproduksjonsstrategi, veksthastighet og generasjonstid hos de artene som slår seg ned og tilgang på rekrutter fra omkringliggende områder via larvespredning og aktiv immigrasjon. Antatt restitusjonstid for bunnfauna på Engebødeponiet er vurdert på basis av erfaringen fra deponering i Jøssingfjorden/Dyngadjupet (Rogaland) og Frænfjorden (Møre og Romsdal) (Vedlegg 1), fra faunagjenvekst på et avgangsdeponi for Island Copper Mine, Vanvouver Island (Ellis et al. 1995) og fra deponering av boreavfall fra boring etter olje og gass på norsk sokkel. På disse stedene er imidlertid avgangen deponert på grunnere vann enn i Førdefjorden. Bortsett fra for enkelte dypere felt på kontinentalsokkelen, finnes det liten eller ingen kunnskap om gjenvekst på tildekket bunn på så stort dyp som 300-350 m. Jøssingfjord/Dyngadjupet Avgangsmasser fra ilmenittproduksjon ble deponert i Jøssingfjorden til 1984 og deretter i Dyngadypet (ca.130m dyp) og til dels Knubedalsdypet lenger ute. Det var årlig overvåking av miljøforholdene fra 1984 til 1993. Sjødeponeringen ble avsluttet i 1994 ved beslutning om et landdeponi. Etter at sjødeponiet var avsluttet har det vært tre kjemisk-biologiske etterkantundersøkelser (1995, 2003 og 2007). Etter at deponeringen av gruveavgang ble flyttet ut til Dyngadypet ble det registrert en tydelig forurensningspåvirkning av bunnfaunaen der, samtidig med at faunaen inne i Jøssingfjorden, som ikke lenger fikk tilført avgangsmasser, raskt ble rikere (Figur 1). Etter at sjødeponeringen ble avsluttet i 1994 skjedde det en tilsvarende rask bedring av bunnfaunaen i Dyngadjupet og Knubedal. 12/24
Shannon-Wiener indeks 7 6 5 4 3 2 1 0 Dyngafjorden Ytre området Knubedal Jøssingfjorden 1983 1984 1985 1986 1987 1988 1989 1990 1991 1992 1993 1995 2003 2007 61 58 55 53 29 26 19 3 I II III IV V Figur 1. Endring i biologisk mangfold av bunnfauna uttrykt ved Shannon-Wiener diversitetsindeks) i og utenfor Jøssingfjorden i perioden 1893 2007. Frænfjorden Det har vært deponert kalkavgang til Frænfjorden siden begynnelsen av 80-tallet, og virksomhetene pågår. Frænfjorden har en maksimal dybde på ca. 70 m. Avgangen ledes ut i fjorden i rør. Det meste av avgangen faller ned på bunnen lokalt ved enden av avgangsrørene, mens en mindre andel av avgangen som består av svært fine partikler holder seg svevende et godt stykke ut i Frænfjorden. Det har vært gjennomført jevnlig kjemisk-biologisk overvåking av Frænfjorden siden 1989. Det er en klar påvirkning av bløtbunnsfaunaen i selve deponiet. Deretter følger en overgangssone ut til ca. 1500 m fra avgangsrørene. Utenfor dette er det høy faunadiversitet. For å vurdere rekoloniseringsmønsteret på deponimassene er det blitt plassert ut åpne kasser på sjøbunnen med avgangsmasser (knust kalkstein) og naturlig sjøsediment der faunen var fjernet ved frysing. Kassene sto ute i 3 år som substrat for larvenedslag. Både på avgang og i det naturlige sedimentet ble det etablert et bløtbunnssamfunn meget raskt. Allerede første året var det hhv 83 og 94 arter i kassene. Året etter gikk artsantallet noe ned for deretter å øke igjen. Dette er en naturlige utvikling styrt av rekruttering, sedimentpreferanse, tilgang på føde og konkurranse. Forsøkene understøtter funnene fra Jøssingfjorden, at en rekolonisering til høyt mangfold skjer raskt, men at det går anslagsvis 3-5 år før samfunnet stabiliseres. Island Copper Mine Bunnfaunaen i og rundt en vedvarende sjødeponering av avgang fra Island Copper Mine, Vanvouver Island, er blitt hyppig overvåket siden virksomheten startet rundt 1970 (Ellis et al. 1995). Største dyp i området er ca 180 m. På tilsvarende måte som i Frænfjorden har man også her satt ut kasser med avgang i sjøen for naturlig faunaetablering. Konklusjonene fra overvåkingen og forsøkene er at deponiet er egnet som substrat for bunnfauna. Faunaen er i stand til å rekolonisere nye områder med avgang innen 1-2 år etter at avgangen har satt 13/24
seg, men den endelige artssammensetningen er noe annerledes enn det som etablerer seg på det naturlige sedimentet i området. Her konkluderte man at sedimentfaunaen ville oppnå full restitusjon av artsmangfoldet innen 1-2 år. Utslipp av avgang fra borevirksomhet på norsk kontinentalsokkel. Overvåking av sedimentfaunaen gjennomføres regelmessig rundt alle norske boreinstallasjoner offshore. Oppmerksomheten har vært størst rundt felt der det er sluppet ut avgang med rester av oljeholdig borevæske, men overvåkingen dekker også felt kun boret med vannbaserte borevæsker. Feltene dekker et spenn i vanndyp på 70 til over 300 m. Der boring er avsluttet eller man har gått over til utslipp av mer miljøvennlig boreavfall (boring med vannbasert i stedet for oljebasert borevæske) er det registrert en gjenvekst av bunnfaunaen. Figur 2 viser utviklingen i areal med påvirket bunnfauna rundt Gyda-feltet som ligger på ca 70 m vanndyp. 16 Utslippsforbud 14 12 Km2 påvirket 10 8 6 4 2 0 1987 1 1990 2 1993 3 1996 4 1999 5 2002 6 2005 7 Figur 2. Endring av bunnareal (km2) med påvirket sedimentfauna rundt Gydafeltet på norsk sokkel (data sammenstilt fra flere overvåkingsrapporter). Pilen angir overgang fra utslipp av oljeholdig boreavfall til kun vannholdig. Etter overgang til bruk av vannbasert borevæske gikk det i underkant av 9 år før faunaen var tilbake til normalen i hele det undersøkte området. Denne tiden inneholdt sedimentene fortsatt olje og andre kjemikalier fra tidligere boring og det ble fortsatt deponert boreavfall fra boring med vannbasert borevæske. Mer generelt har overvåkingen rundt en rekke felter vist at artsmangfoldet hos sedimentfaunaen har nådd normalnivå innen ca 4 år etter avsluttet deponering av oljeholdig boreavfall (Schaanning og Bakke 2006). Eksemplene gjelder imidlertid gjenvekst på bunnområder som kun har fått moderat tilførsel av boreavfall som er blandet inn i naturlig sediment, dvs tilsvarende randsonen av 14/24
avgangsdeponiet i Førdefjorden der bunnfaunen er redusert, men ikke forsvunnet. Gjenvekst av fauna i områder helt inntil utslippene, der deponiet har så stor tykkelse at opprinnelig fauna er forsvunnet, kjenner man lite til. Det er flere forutsetninger for at det skal etableres en levedyktig bunnfauna på en deponioverflate. Innholdet av eventuelle toksiske stoffer må ned under et visst toleransenivå. Dette er ikke relevant for deponiet i Førdefjorden, men oksygensvikt på grunn av nedbrytning av kjemikalier som følger avgangen kan på kort sikt ha samme virkning. Det nye sedimentet må videre utvikle et tilstrekkelig innhold av naturlig organisk materiale for å underholde en fauna som livnærer seg av sedimentet. Dette kan være i form av mikrobiell vekst på partiklene og/eller tilførsel av nytt naturlig sedimenterende materiale. Man kan påregne at et mikrobielt samfunn vil kunne etablere seg i løpet av uker til måneder, mens tilstrekkelig ny tilførsel er avhengig av sedimenteringshastigheten og må påregnes å ta mange år. En typisk sedimenteringsrate for norske kyst og fjordområder på 1-3 mm/år tilsier at det ville det tatt mellom 15 og 50 år å etablere et naturlig topplag på ca 5 cm, tilstrekkelig for å underholde en bunnfauna. Erfaringene ovenfor viser at utviklingen fram til et modent artsrikt bunnsamfunn tar anslagsvis 2-5 år i et mineralsk, ikke-toksisk deponi, dvs mye raskere enn det naturlig sedimentering alene tilsier. En eventuell oksygensvikt forårsaket av nedbrytning av flotasjonskjemikalier antaes i verste fall å forsinke utviklingen av bunnfauna noe. De fleste marine sedimenter mangler fritt oksygen bortsett fra i et toppsjikt på noen få cm, og kan også, dersom den organiske belastningen er stor, få dannet giftig hydrogensulfid lenger nede. Etter hvert som ny bunnfauna slår seg ned og bearbeider sedimentet vil dyra gradvis blande nytt vann inn i sedimentet og presse grensen mellom oksisk og anoksisk sediment nedover. Dette er en vanlig og helt naturlig prosess. Legger man erfaringen fra offshoreovervåkingen til grunn kan vi anta en forsinkelse på i verste fall anslagvis1-2 år. Faunautviklingen er også avhengig av tilgangen på larver fra omkringliggende områder. Dersom bare deler av området mangler bunnfauna til enhver tid kan rekrutteringen foregå fra gjenværende bestander i dypbassenget. For eksempel vil det til området på ca 1 km2 som deponiet dekker etter 15 år, kunne rekrutteres fra et omkringliggende dypområde på ca 3,5 km2, kanskje også fra områdene lenger ute i Førdefjorden. Tilsvarende vil rekruttene komme fra minimum 1,7 km2 bunn dersom bunnfaunaen forsvinner fra hele deponiområdet på 2,9 km2. Spredningen av bunndyrlarver er funksjon av strømmønster og varighet av perioden de er i vannmassene før de må slå seg ned. Med de målte bunnstrømmene på ca 2-3 cm/sek vil pelagiske larver kunne forflytte seg ca 15 km på en uke, dvs lengden av hele fjordbassenget. Ulike arter har ulik varighet av pelagisk larvestadium, men en varighet på 1-2 uker er ikke uvanlig. Rekrutter fra øvrige bunnområder bør derfor ha mulighet til å spre seg over store deler av deponiet før de må slå seg ned. Ved strategisk anvendelse av det totale deponiområdet slik at tidligere påfylte områder får ligge brakk samtidig med avgangstilførsel til andre, vil man kanskje kunne påskynde en total faunaetablering ved at rekruttene også kan komme fra nyetablert bunnfaunaen i disse områdene. 15/24
Største usikkerheten ved å bruke eksemplene ovenfor til å anslå gjenveksthastigheten i Førdefjorden, knyttes til at dypet der er mye større. Det er et kjent at andelen bunnfaunaarter som har pelagiske larver synker med økende vanndyp med den effekt at spredningen av arter på dypt vann vil gå langsommere. Reduksjonen av arter med pelagiske larver synes imidlertid å tre inn på større dyp en vi snakker om her. De vanligste artene på bunnen i Førdefjorden (Rygg 2008) finner man også på grunnere vann, noe som forsterker gyldigheten av å sammenlikne rekoloniseringshastigheten med eksemplene ovenfor. 5.2 Forventet bunnsamfunn på det nye sedimentet For mange betyr full restitusjon av bunnfaunaen at den har kommet tilbake til det den opprinnelig var i området. Det er imidlertid minst to grunner til at man kan forvente at faunaen som etter hvert etablerer seg på deponioverflaten vil være forskjellig fra den sedimentfaunaen som finnes der i dag. For det første er avgangsmassene grovere en bunnsedimentet. Det har et innslag av sand på ca 60 %, mens andelen sand i sedimentet i dag er typisk 10-30 %. De fleste undersøkelser av upåvirket sedimentfauna viser at sedimentets kornstørrelse er den viktigste enkeltfaktor som påvirker artssammensetning og noen ganger også biologisk mangfold. Det er blant annet en tendens til at et finkornig sediment har lavere faunadiversitet enn et mer sandig sediment. At faunaen blir forskjellig på sediment med ulik kornfordeling innen samme område er vist i mange rekoloniseringsforsøk, blant annet ved Island Copper Mine (Ellis et al. 1995). Sedimenteringsmønsteret vil etter alt å dømme føre til at det nærmere utslippet vil etablere seg en fauna med større innslag av arter som foretrekke sandige sedimenter. Lenger ute vil innslaget av arter som foretrekker finkornet sediment være større. Denne forskjellen vil over lengre tid utviskes etter som den naturlige sedimenteringen får virke. For det andre kan det forekomme langsiktige naturlige svingninger eller forskyvning i sammensetningen av bunnfauna, slik at faunasammensetningen om en del år uansett ville vært forskjellig fra i dag. Dette kan skyldes både endring i rekrutteringsmønster og miljøfaktorer. Slike faunaendringer, ikke bare fra år til år, men en systematisk forskyvning over mange år er blant annet klart påvist i områder på norsk kontinentalsokkel som er upåvirket av petroleumsvirksomheten (Renaud et al. 2008). Det er umulig på forhånd å beskrive hvilken vei en naturlig endring i faunaen vil gå, men gjennom overvåking kan man få dokumentert hvorvidt utviklingen av fauna på deponiet etter hvert nærmer seg faunastrukturen utenfor deponiet. Det er uansett liten grunn til å tro at endringen over tid vil gi en systematisk fattigere eller rikere fauna, kun en annen sammensetning av arter og individer. Det er heller ikke grunn til å forvente at økosystemfunksjonene hos det nye, fullt utviklede sedimentsamfunnet (for eksempel biomasse, produksjon, næringsgrunnlag for andre dyr) vil være systematisk forskjellig fra forholdene i dag. Dette betyr også at utvekslingen av næringssalter og biomasse mellom sedimentøkosystemet og fjorden for øvrig vil bli normalisert slik at eventuelle effekter av deponiet på andre deler av fjordens økosystem vil forsvinne. 16/24
17/24
6 Konklusjoner Avgangssedimenteringen kan påvirke bunnfaunen på tre måter, høy sedimentering som begraver eksisterende fauna, oksygensvikt som følge av nedbrytning av prosesskjemikalier og ny og annerledes bunn som vil endre rekrutterings-mønsteret av ny fauna. Man må forvente at 95-98 % av arealet deponiområdet dekker, vil miste sedimentfaunaen så lenge deponeringen foregår. Etter 15 år med deponering vil dette arealet omfatte ca 20 % av bunnområdet dypere enn 300 m, etter 50 år henimot 60 %. Man kan også regne med at den sedimentfaunaen som slår seg ned etter avsluttet deponering vil ha en annen sammensetningen enn på det naturlige sedimentet. Man må forvente at også dyr på og like over bunnen, heriblant bunnfisk, enten vil stryke med eller holde seg borte fra deponiområdet så lenge deponering foregår. Siden dyr aom lever like voer bunnen (hyperfauna) har større bevegelighet enn de som lever på sedimentet (epifauna), kan man tenke seg at de lettere vil kunne vandre utover fra deponiet. Utelukkelse av bevegelige dyr fra deponiområdet kan tenkes å føre til en større tetthet på uberørt bunn. Vi vet ikke om slik fortetning vil skje i Førdefjorden, men reduksjonen av epifauna og hyperfauna vil i så fall være mindre enn det som tapet av naturlige bunnområder tilsier. Det er lite sannsynlig at redusert næringstilbud ved bunnen har innvirkning zooplankton som i hovedsak tar sin næring i vannmassene. Det er ikke grunnlag for å bedømme hvor sårbar zooplanktonet er for hypersedimentering og høy partikkeltetthet i bunnvannet mens de oppholder seg der. Man må regne med at det vil være en større eller mindre ekskluderingssone rundt utslippet og at zooplankton og pelagisk fisk reagerer ved å trekke høyere opp i vannmassene. I praksis kan man anta en viss proporsjonalitet mellom totalmengden næringssalter som lekker ut fra sedimentene og arealet av upåvirket bunn i dypbassenget, men det er vanskelig å forutsi hva dette vil bety for den totale produksjonen i fjorden. Det er grunn til å tro at virkningen vil være begrenset siden bunnvannet anriket med næringssalter vil blandes og fortynnes med store volumer av intermediært vann fra kysten og fjorden lenger inne før det eventuelt kommer opp i produktivt overflatelag. Hva tapet av bunnlevende byttedyr betyr for fødetilgangen høyere oppe i næringskjeden er også vanskelig å anslå, men effekten vil sannsynligvis være dempet i forhold til andel faunafritt bunnareal. Næringsnettet opp til fisk og skalldyr er komplekst og dynamisk og man kan forvente at slik at reduksjon i byttedyr på sedimentet i noen grad kompenseres ved utnyttelse av andre byttedyr eller bunnfauna fra andre deler av fjordsystemet. Øket turbiditet i vannmassene på grunn av resuspendert avgang må i utgangspunktet betraktes som en stressfaktor. Pelagisk dypvannsfisk jakter med synet og hvis de utsettes for turbiditetsskyer kan dette påvirke næringssøket negativt. Så lenge turbiditetsskyene holder seg dypere enn 100 m over bunnen og er begrenset i utstrekning fra utslippet, bør vi kunne regne risikoen for skade på slik fisk som liten. Høyt nivå av suspenderte mineralpartikler vil også gjøre at filtrerende organismer må håndtere store mengder 18/24
partikler uten næringsinnhold for å få nok mat. Risikoen for skade på produksjonen totalt sett i fjorden ansees likevel som lav, siden det bare er en liten del av vannmassene som til enhver tid vil ha så høy partikkeltetthet at det kan gi effekter. Erfaring fra deponering av mineralsk, ikke-toksisk avgang i noe grunnere sjøområder viser at utviklingen fram til et modent, artsrikt bunnsamfunn tar anslagsvis 2-5 år etter avsluttet deponering. I områdene nærmere utslippet vil det etablere seg en fauna som foretrekke sandige sedimenter, lenger ute arter som foretrekker finkornet sediment. Denne forskjellen vil over tid utviskes etter som den naturlige sedimenteringen får virke. Det er usikkert å anvende eksempler på gjenveksthastighet fra grunnere områder på Førdefjorden, men siden en stor del av de bunndyrartene som finnes der i dag også finnes på grunnere vann, mener vi at sammenlikningen er rimelig gyldig. En forutsetning for gjenvekst er tilførsel av rekrutterende larver av bunnfauna. Et grovt anslag viser at pelagiske larver fra upåvirkede områder bør ha mulighet til å nå alle deler av deponiet før de må slå seg ned, og at larvespredning derfor sannsynligvis ikke er en begrensende faktor for gjenvekst. Gjenveksten kan muligens påskyndes ved at delområder som er dekket av avgangsmasser etter hvert legges brakk mens utslippet flyttes til nye delområder. Derved bør rekruttering også kunne skje fra nyetablert fauna i disse områdene. Man kan forvente at ny fauna av naturlig grunner kan bli ulik den faunaen som er på bunnen i dag, både fordi sedimentet er grovere og fordi bunnfaunen naturlig endrer seg over tid. Det er liten grunn til å tro at den nye faunaen vil være systematisk fattigere eller rikere, men ha en annen sammensetning av arter og individer. Det er heller ikke grunn til å forvente at biomasse, produksjon og andre økosystemfunksjoner hos det nye sedimentsamfunnet vil være systematisk forskjellig fra forholdene i dag. 19/24
7 Anbefalinger Mye taler for at regulær drift av avgangsdeponeringen vil gi begrensede økologiske virkninger på Førdefjorden i den tid deponeringen foregår og at full restitusjon av bunnsamfunnet på områdene som er blitt dekket av avgang vil skje innen et tidsrom på under 10 år etter avsluttet deponering. Miljøvirkninger og gjenvekst antaes til en hvis grad å være funksjon av hvor store områder som til enhver tid har mistet bunnfaunen. Ved å flytte utslippspunktet på en slik måte at tidligere tildekkede områder kan begynne gjenveksten mens deponering foregår i andre områder, er det mulig at de forventede miljøpåvirkningene kan dempes og at restitusjonen vil gå raskere. Det har vært vanskelig å anslå om tildekking av naturlig sjøbunn i dypbassenget vil gi en redusert tilførsel av næringssalter fra sedimentet til bunnvannet av betydning for fjordens primærproduksjon. Vi anbefaler at det gjennomføres en modellering av hva dette bidraget kan bety i forhold til andre kilder for næringssalter til fjordens produktive vannlag. Vurderingene i dette notatet bygger på erfaringer fra andre situasjoner med deponering av gruveavgang eller tilsvarende materiale, men overføringsverdien til et økologisk system på så stort dyp som i Førdefjorden er usikker. Det er derfor viktig at det på basis av konsekvensutredningen etableres et overvåkingsprogram som kan følge utviklingen av de økologiske enhetene man er opptatt av. Programmet bør begynne med en grunnlagsundersøkelse før deponeringen tar til og så følge utviklingen tett de første årene, slik at man blir i stand til å gjøre nødvendige avbøtende tiltak så tidlig som mulig. Et viktig overvåkingselement vil være å følge sedimentforholdene og faunautviklingen ut over randsonen av deponiet. Videre bør man vurdere å gjennomføre rekoloniseringsforsøk med de reelle avgangsmassene direkte i Førdefjorden (for eksempel etter mønster fra Frænfjorden, se vedlegg 1) for å få bedre forståelse av gjenveksten av bunnfauna på deponiarealet. 20/24
8 Litteraturreferanser Bjelland, O 2008. Dypvannsfisk i Førdefjorden. Sannsynlighet for miljøkonsekvenser for bestander av dypvannsfisk som følge av dypvannsdeponi av gruveavgang fra rutilutvinning i Engebøfjellet, Naustdal kommune. Havforskningsinstituttet, Notat til Nordic Mining, 12.11.2008. Bjerkeng B og Sundfjord A 2008. Beregning av spredning av avgang i Førdefjorden fra planlagt gruvevirksomhet for Nordic Mining. NIVA-notat O-28248. 04.072008 Dale, T., Kvassnes, JS. A., Iversen, E.R. (2008). Risikoen for skader på fisk og blåskjell ved gruveaktivitet på Engebøneset - En litteratustudie om effekter av metaller og suspenderte partikler. Oslo, NIVA: 35. Ellis DV, Pedersen TF, Poling GW, Pelletier C, Horne I 1995. Review of 23 years of STD: Island Copper Mine, Canada. Marine Georesources and Geotechnology, 13, 59-99. Iversen ER, Bjerkeng B; Forfang I 2009. Fysisk/kjemiske egenskaper til eklogitt og avgang. NIVA notat O-27199, jan 2009. Renaud PE, Jensen T, Wassbotten I, Mannvik HP Botnen H 2008. Offshore sediment monitoring on the Norwegian shelf. A regional approach 1996-2006. Akvaplanniva rapport nr 3487-003. Rosten, T, Dale, T, Kvassnes, A, Staalstrøm, A, Urke H Rygg 2008. Effekten av forhøyet innhold av mineralske partikler i vannet med hensyn til villfisk og oppdrett av fisk og skalldyr. NIVA-rapport 5692-2008. Rygg B 2008. Dyrelivet på bunnen av Førdefjorden og bunnsedimentenes sammensetning. Undersøkelser i 2007. NIVA-rapport O-27199. Schaanning MT og Bakke T 2006. Remediation of sediments contaminated with drill cuttings. A review of field monitoring and experimental data for validation of the ERMS sediment module. NIVA-rapport 5188-2006. SFT TA-1467/1997. Klassifisering av miljøkvalitet i fjorder og kystfarvann. Veiledning. SFT TA-2229/2007. Veileder for klassifisering av miljøkvalitet i fjorder og kystfarvann. Revidering av klassifisering av metaller og organiske miljøgifter i vann og sedimenter. Smit MGD, Holthaus KIE, Trannum H, Neff JM, Kjeilen-Eilertsen G, Jak RG, Singsaas I, Huijbregts MAI, Hendriks AJ 2008. Species sensitivity distributions for syspended clays, sediments burial, and grain size change in the marine environment. Envir. Tox. Chem.,27,1006-1012. Sundfjord A og Bjerkeng B 2008. Strøm, turbiditet og hydrografi i fjordbassenget utenfor Engebø, Førdefjorden. Målinger utført for konsekvensutredning for deponi av gruveavgang. NIVA-rapport 5662-2008. 21/24
Vedlegg 1. Sammenfatning av erfaring fra sjødeponering av gruveavgang i Jøssingfjorden og Frænfjorden Det finnes lange tidsserier med overvåkingsdata fra Jøssingfjorden (mellom Flekkefjord og Egersund) og Frænfjorden (i Fræna kommune). Disse dataene er tilgjengelige i en lang rekke rapporter (som er tilgjengelige via SFT). I dette kapitlet er det gitt en oppsummering av de viktigste erfaringene fra overvåkingen samt noen betraktninger med hensyn til å drifte et sjødeponi. Jøssingfjorden Avgangsmasser fra ilmenittproduksjon ble deponert i Jøssingfjorden (til 1984) og deretter Dyngadypet (ca.130m dyp). Det var årlig overvåking av miljøforholdene fra 1984 til 1993. Sjødeponeringen ble avsluttet i 1994 (det ble politisk bestemt at avgangen skulle deponeres i et landdeponi). Etter at sjødeponiet var avsluttet har det vært tre etterkantundersøkelser (1995, 2003 og 2007). Hensikten var å skaffe mer informasjon om langtidsvirkninger av sjødeponi, med vekt på marinbiologiske og kjemiske undersøkelsesparametere. For å spore avgangen i miljøet ble det plassert ut slamfeller, samt målt mengde Ti02 en finner i finstoffet på havbunnen. Generelt kan en si at nivået av Ti02 har vært stabilt i hele undersøkelsesperioden fra 1983 til 2007 i de såkalte Ytre Områdene (ca. 3 km fra deponeringsstedet). Det betyr at det ikke har vært målbar spredning utenfor antatt påvirket område. I Jøssingfjorden (hvor det ligger flere ti-talls meter med avgangsmasser er det en svak nedgang i Ti02 konsentrasjonen over tid, men både i Dyngadypet og det utenforliggende bassenget (Knubedal) var det en øking av Ti02 fra deponeringen startet i 1983 til siste undersøkelse i 2007 (se figur) % TiO2 14 12 10 8 6 4 2 0 1983 1984 1984 1985 1986 1987 1988 1993 1995 2003 2007 År Jøss.fj. Dynga Knubedal Ytre område Figur. Gjennomsnittlig konsentrasjon av Ti02 i topplaget av havbunnen (0-2cm) for de ulike undersøkelsesområdene Utslipp av gruveslam kan ha flere negative effekter på bunnfaunaen (dyr som lever i og på bunnsubstratet). Kontinuerlig nedslamming av gruveslam virker som en fysisk stressfaktor. Enkelte arter kan også kveles som følge av klogging av filterapparat og gjeller. Utslipp av finkornet slam fører til en generell reduksjon i bunnsedimentets kornstørrelse og gjør sedimentet mer homogent med færre økologiske nisjer. Dette gir opphav til et fattigere 22/24
bunndyrssamfunn. Nedslamming med gruveavgang utenfor Jøssingfjorden gir lavere innhold av organisk materiale i overflatesedimentet. Dette har endret tilgjengeligheten av næring for bunndyr og medført endring i bunnfaunaen. Partiklene i gruveavgangen har skarpere kanter enn naturlig sedimenterende materiale. Dette kan også tenkes å ha negative effekter på bunnfaunaen. Etter at deponeringen av gruveavgang i 1984 ble flyttet ut til Dyngadypet ble det registrert en tydelig forurensningspåvirkning av faunaen i Dyngadypet, mens faunaen inne i Jøssingfjorden ble rikere (altså det området som ikke lenger mottar deponeringen). På de ytre stasjonene utenfor forventet influensområde ble det ikke observert noen effekt på faunaen som kan tilskrives gruveavgang. Forholdet mellom antall arter og antall individer en finner på sjøbunnen kan uttrykkes med en index (Shannon-Wiener indeks). Iht. SFT kan en karakterisere resipienter som god (tilstandsklasse 1) hvis denne diversitetsindeksen viser verdier over 4. I figuren under er diversitetsindeksen vist for de ulike undersøkelsesområden. Siden en avsluttet deponering til Jøssingfjorden har diversiteten økt betydelig, og viser hva en kan forvente av rekolonisering i områder med inert materiale. I Jøssingfjorden kom dyrelivet raskt tilbake, allerede to år etter at en utslippene opphørte, var det et miljø med mange arter. Dette er også tydelig for Dyngadypet og Knubedal. At en finner variasjon fra år til år er naturlig da det tar noe tid å etablere et stabilt samfunn (dyr som preferer bunntype, konkurranse osv.). Shannon-Wiener indeks 7 6 5 4 3 2 1 0 Dyngafjorden Ytre området Knubedal Jøssingfjorden 1983 1984 1985 1986 1987 1988 1989 1990 1991 1992 1993 1995 2003 2007 61 58 55 53 29 26 19 3 I II III IV V Frænfjorden Det har vært deponert kalkavgang til Frænfjorden siden begynnelsen av 80-tallet. Frænfjorden har en maksimal dybde på ca. 70m. Det har vært gjennomført jevnlig overvåking av Frænfjorden siden 1989, som inkluderer mange måleparametere (inkl. vannkvalitet). Fra avgangsrørene ledes avgangen ut i fjorden. Det meste av avgangen faller ned på bunnen lokalt ved enden av avgangsrørene, mens en mindre andel av avgangen som består av svært fine partikler holder seg svevende et godt stykke ut i Frænfjorden. Mengdemessig utgjør dette en liten andel av de totale utslippsmengder. I Frænfjorden overvåkes både selve deponiet, randsonen for deponiet og utenfor deponiet. Det er en klar påvirkning av bløtbunnsfaunaen i selve deponiet (representert med stasjon 23/24