1. No category

Rene Listerfjorder
Fedafjorden
Trinn 2 Risiko- og tiltaksvurdering
Fagrapport
Juni 2011
Dokument nr.
1
Revisjonsnr.
1
Utgivelsesdato:
26. juni 2011
Oppdragnr.
132151
Utarbeidet:
Arve Misund og Agnes Haker
Kontrollert:
Oddmund Soldal
Dokumentinformasjon
Tittel:
Fedafjorden - Trinn 2 risiko- og tiltaksvurdering
Prosjektnummer:
132151
Oppdragsgiver:
Eramet Norway Kvinesdal AS, Borregaard Trælandsfos AS og Kvina Verft Eiendom AS
Kontaktperson hos oppdragsgiver
Konsulentreferanse og rapportnr.
Rene Listerfjorder v/Terje Aamot
COWI AS, o.nr 132151
Dato:
26. juni 2011
Versjon:
2
Totalt antall sider
77
Antall vedlegg:
2
Tilgjengelighet:
Ugradert
Sammendrag:
COWI har utarbeidet en Trinn 2 risiko- og tiltaksvurdering for tre delområder i Fedafjorden på grunnlag av
sediemntundersøkelsene gjennomført i 2010 og supplerende informasjon fra de forskjellige bedriftene. Oppdragsgivere har vært Eramet Norway Kvinesdal AS (ENK AS), Borregaard Trælandsfos AS og Kvina Verft
Eiendom AS. Prosjektet "Rene Listerfjorder" er koordinator for ”Fase 2 miljøundersøkelsen i Fedafjorden”.
Foreslått miljømål for fjorden: Kvaliteten på sedimentene i fjorden skal være minimum tilstandsklasse 2 innen 2021. Rapporten og vurderingen av behovet for å gjennomføre tiltak er basert på ovennevnte forslag til
miljømål, utarbeidet av prosjektet ”Rene Listerfjorder”.
Indrevika: Forurensningsnivået av PAH og kvikksølv i sedimentene i Indrevika utgjør en risiko mht. spredning, human helse og økosystemet. De siste 30 årene har det skjedd en reduksjon i konsentrasjoner av miljøgifter i Indrevika. Den naturlige prosessen går imidlertid ikke raskt nok til at det anbefalte miljømålet kan
oppnås innen 2021. For å nå det foreslåtte miljømålet anbefales det å utarbeide en tiltaksplan for Indrevika
med formål å redusere stoffekonsentrasjoner i overflatesedimentet. Det er gjennomført foreløpige tiltaksvurderinger mht. aktuelle metoder og mulige kostnader.
Angholmen: Forureningsnivået er høyest for TBT, kobber og PAH, men det er ikke vurdert at stoffkonsentrasjonene utgjør noe risiko for human helse eller økologiske effekter. Det er derfor konkludert med at det
ikke er behov for å utarbeide tiltaksplan for Angholmen.
Fedabukta: Dette området er minst påvirket av miljøgifter. Forureningsnivået er høyest for PAH, men det er
ikke vurdert at stoffkonsentrasjonene utgjør noe risiko for human helse eller økologiske effekter. Det er derfor konkludert med at det ikke er behov for å utarbeide tiltaksplan for Fedabukta.
Emneord: Fedafjorden, forurenset sediment, miljøundersøkelse, Trinn 2 risikovurdering, tiltaksplan
Oppdragsansvarlig
Saksbehandler
Kvalitetssikrer
……………………….
Navn
………………………………
Navn
………………………………
.
Navn
.
COWI AS
Strandgaten 32
4400 Flekkefjord
Telefon 02694
www.cowi.no
Innholdsfortegnelse
1
Innledning
2
2.1
2.2
2.3
Beskrivelse av området
Geografisk beliggenhet
Bunnareal og topografi
Vannutskiftning og sedimentering
7
7
8
10
3
Geokjemisk data 2010 Fedafjorden
11
4
Miljømål for Fedafjorden
13
5
5.1
5.2
5.3
Risikovurdering Trinn 2 - Generelt
Inndeling i delområder
Risikovurdering metode
Stedsspesifikke parameterne
14
14
14
17
6
6.1
6.2
6.3
Indrevika
Aktuell miljøinformasjon
Risikovurdering Trinn 2 Indrevika
Samlet risikovurdering Indrevika
18
18
31
37
7
7.1
7.2
7.3
Angholmen
Aktuell miljøinformasjon
Trinn 2 risikovurdering Angholmen
Samlet risikovurdering Angholmen
38
38
41
45
8
8.1
8.2
8.3
Fedabukta
Aktuell miljøinformasjon
Trinn 2 risikovurdering Fedabukta
Samlet risikovurdering Fedabukta
46
46
48
52
9
Samlede konklusjoner og anbefalinger
Risikovurdering Trinn 2
53
10
10.1
10.2
10.3
10.4
10.5
10.6
6
55
55
55
58
65
67
10.7
10.8
Tiltaksvurderinger
Foreslåtte miljømål for området
Karakterisering av bunnareal
Karakterisering av det forurensede sedimentet
Mulighetsstudie av alternative tiltak
Identifisering av mulige kilder for dekkmasse
Bestemmelse av type dekkmateriale og
dekktykkelse
Bestemme utstyr for å legge ut dekkmassene
Kostnadsmodeller
11
Referanser
71
12
Vedlegg A - Stoffeliste
73
13
Vedlegg B - Stedsspesifikke parametre for
beregningsverktøyet
76
Vedlegg C - Vurdering av naturlig nedbrytning av
PAH og Hg i sediment
78
14
67
69
70
Fedafjorden - Trinn 2 Risiko- og tiltaksvurdering
4 / 78
Sammendrag:
COWI AS gjennomførte i 2010 en detaljert kartlegging av miljøskadelige stoffer i sjøsedimenter og blåskjell og en trinn 1 risikovurdering for Fedafjorden (vurdering av økologiske effekter). Oppdragsgivere var Eramet Norway Kvinesdal AS (ENK AS), Borregaard Trælandsfos AS og Kvina Verft Eiendom AS. Prosjektet "Rene Listerfjorder" er
koordinator for ”Fase 2 miljøundersøkelsen i Fedafjorden”. I denne rapporten har COWI
utarbeidet en Trinn 2 risikovurdering på grunnlag av undersøkelsene i 2010 og supplerende informasjon fra de forskjellige bedriftene.
Det er utført en Trinn 2 risikovurdering for hvert delområde i Fedafjorden. Riskovurderingen er gjort i tre trinn: risiko for spredning, risiko for human helse, og risiko for økosystemet. KLIFs beregningsverktøy er blitt anvendt til å beregne kvantitative overskridelser for stoffene iht. stedsspesifikke parametre, sedimentkonsentrasjoner og toksisitetstester. Risikoen som sedimentene utgjør er vurdert i forhold til miljømål og tilhørende
akseptkriterier som er foreslått for Fedafjorden. Beregningsverktøyet baseres på store
sikkerhetsmarginer og resultatene er dermed konservative mht. risiko. Risikovurderingen
er imidlertid også basert på kvalitative faktorer som inkluderer feltobservasjoner av biologisk mangfold i sedimentet, blåskjellprøvene, og vurderingen av hvorvidt tidligere forurensningskilder fortsatt er aktive.
Indrevika
Forurensningsnivået i sedimentene i delområdet Indrevika utgjør en risiko mht. spredning, human helse og økosystemet. Situasjonen skyldes i stor grad tidligere utslipp av
miljøgifter fra ENK AS og industriaktiviteten ved Borregaard Trælandsfos AS. En undersøkelse av sigevann fra Borregaard deponiene i 2010 viste at det nå bare i svært liten
grad lekker ut miljøgifter fra disse deponiene. Det er heller ikke funnet forhøyede verdier
av kvikksølv i deponimassene. ENK AS har etter 1991 oppnådd store reduksjoner i utslipp av PAH til fjorden og er derfor nå en betydelig mindre kilde enn tidligere. Borregaard Trælandsfos AS avsluttet sin virksomhet i området i 1981, og utslipp av prosessvann fra land opphørte følgelig fra dette tidspunktet. Etter at Kvina ble regulert er den i
langt mindre grad en aktiv sedimentkilde.
Imidlertid er det slik at selv om tidligere forurensningskilder ikke lenger er aktive, er det
i sedimentet i Indrevika lagret store mengder med miljøgifter. De mest aktuelle miljøgiftene: PAH og kvikksølv er lite vannløslige noe som betyr at de over lang tid vil være tilstede og lekke ut giftstoffer i vannet. Dette har potensial til å påvirke miljøtilstanden i
fjorden over en lang tidshorisont. Det kan forekomme oppvirvling av sediment på grunn
av skipstrafikk og kombinert med sterke vannstrømninger øker faren for spredning til
resten av fjorden. Dette vil også forsinke naturlige sedimenteringsprosesser som over tid
vil kunne tildekke den forurensede sjøbunnen.
Det er foreslått at lokale akseptkriterier og miljømål for Indrevika skal være at sedimentene minimum skal være i tilstandsklasse III, men oppnå tilstandsklasse II innen 2021
(forankret i vannforskriften). I løpet av de siste 30 årene har det skjedd en betydelig reduksjon i konsentrasjoner av miljøgifter i Indrevika. Stedvis finnes det likevel høye konsentrasjoner i overflatesediment selv etter at landkildene i stor grad har opphørt. Det er
videre gjort en vurdering som viser at det foreslåtte miljømålet ikke kan oppnås gjennom
naturlige prosesser innen 2021. For å nå det foreslåtte miljømålet anbefales det å utarbeide en tiltaksplan for Indrevika med formål å redusere stoffekonsentrasjoner i overflatesedimentet slik at ønsket miljømål kan oppnås.
5 / 78
Fedafjorden - Trinn 2 Risiko- og tiltaksvurdering
Det er gjort tiltaksvurderinger hvor det er gjort nærmere vurderinger av mulig tiltaksområde, tiltaksmetoder, tildekkingsmasser og mulig kostnader forbundet med gjennomføring av tiltaket.
Angholmen
Delområdet Angholmen ligger på terskelen mellom indre og ytre Fedafjorden, noe som
kompliserer tolkningen av resultatene fra Trinn 2 risikovurderingen i beregningsverktøyet. PAH-forbindelser er transportert fra Indrevika til nordsiden (innsiden) av terskelen og
har medført at sedimentet der overskrider akseptkriteriene for det indre bassenget (klasse
III). Aktivitetene på Angholmen har trolig vært kilde til TBT- og kobberforurensning
som er funnet i det ytre bassenget og overskrider akseptkriteriene der (klasse II).
I risikovurderingen er det ved den aktuelle arealbruken funnet at det er liten risiko for
human helse. Det vurderes også å være liten risiko for økologiske effekter da toksisitetstesten ikke påviste noen overskridelser, og observasjoner av sedimentene tilsa at biodiversiteten var bra. På grunn av strømningsforhold og en bratt undersjøisk skråning kan
det være noe fare for spredning av forurenset sediment fra terskelen nedover i det ytre
bassenget.
En samlet vurdering tilsier at det ikke er nødvendig å utarbeide en tiltaksplan for delområdet Angholmen. Tiltak i Indrevika vil redusere spredning av PAH-forbindelser utover i
fjorden. Selve skipsverftet på Angholmen anses i dag i begrenset grad å være en aktiv
kilde til forurensning av TBT og tungmetaller. Likevel anbefales det å overvåke miljøtilstanden i sedimentet og i marine organismer, spesielt like utenfor terskelen, for å kontrollere at miljøtilstanden i delområdet utvikler seg i riktig retning mht. TBT, bly, kobber
og sink.
Fedabukta
Sedimentene i delområdet Fedabukta i det ytre fjordbassenget er minst påvirket av miljøgifter. Noen høye verdier av PAH-forbindelser i sedimentet antas å komme fra tidligere spredning av disse stoffene fra Indrevika. Etter reguleringen av Kvina ble vannføringen over terskelen redusert, slik at det i dag mest sannsynlig ikke er noe aktiv spredning
av miljøgifter fra Indrevika til Fedabukta. Trinn 2 risikovurderingen har vist at det er liten fare for spredning av miljøgifter ut av området i Fedabukta. I beregningsverktøyet
har stoffene benzo(a)pyren og PCB gitt overskridelser av grenseverdiene for human helse. Som ved Angholmen gjenspeiler dette trolig ikke den reelle risikoen for human helse
(konsentrasjon av benzo(a)pyren lav og PCB på bakgrunnsnivå). Risiko for økologiske
effekter i Fedabukta vurderes også til å være lav da både toksisitetstesten, blåskjellprøvene og observasjoner av biologisk mangfold i sedimentet, tilsier at økosystemet har en
god tilstand.
Det foreslåtte akseptkriteriet for delområdet er at alle stoffer skal være i minimum tilstandsklasse II. Dette er ikke oppnådd i 2010. Likevel anses det at miljøtilstanden i sedimentet ikke utgjør noen risiko for mennesker ved aktuelt arealbruk, som inkluderer
rekreasjon (bading og fiske) og næring. Naturlige prosesser som biologisk nedbryting av
miljøgifter og tildekking av forurenset sjøbunn med nye sediment fra Fedaelva, vil antageligvis på sikt føre til akseptable konsentrasjoner i sedimentene i Fedabukta. Det vurderes derfor at det ikke er nødvendig å utarbeide en tiltaksplan for delområdet Fedabukta.
Det anbefales å overvåke miljøtilstanden i sedimentet og i marine organismer for å følge
med at utviklingen går i positiv retning mht. PAH og TBT.
.
Fedafjorden - Trinn 2 Risikovurdering
1
6 / 78
Innledning
COWI AS gjennomførte i 2010 en detaljert kartlegging av miljøskadelige stoffer i sjøsedimenter og blåskjell og en trinn 1 risikovurdering for Fedafjorden /1/. Oppdragsgivere
var Eramet Norway Kvinesdal AS (heretter kalt ENK AS), Borregaard Trælandsfos AS
og Kvina Verft Eiendom AS. Prosjektet "Rene Listerfjorder" er koordinator for ”Fase 2
miljøundersøkelsen i Fedafjorden”. Feltarbeid og vurderinger er gjort iht. KLIFs veileder
TA-2229 ('Revidering av klassifisering av metaller og organiske miljøgifter i vann og
sedimenter' /2/), veileder TA-2230 ('Risikovurdering av forurenset sediment' /3/), og
bakgrunnsdokumentet til disse veilederene TA-2231/2007 /4/.
I denne rapporten har COWI utarbeidet en Trinn 2 risikovurdering på grunnlag av undersøkelsene i 2010 og supplerende informasjon fra de forskjellige bedriftene. Mens Trinn1
kun omhandlet risiko for økologiske effekter, er Trinn 2 en mer omfattende risikovurdering for å vurdere om forurensingen av sedimentene utgjør en akseptabel risiko for miljø
eller helse. Risikoen som sedimentene utgjør blir vurdert i forhold til miljømål og tilhørende akseptkriterier som er foreslått for Fedafjorden.
Trinn 2 risikovurderingen blir utført iht. veilederen /3/ og omfatter tre forskjellige vurderinger som til sammen former et helhetlig bilde av den miljø- og helsemessige risikoen
som forurensningstilstanden i Fedafjorden utgjør:
•
Trinn 2A. Risiko for spredning
•
Trinn 2B. Risiko for human helse
•
Trinn 2C. Risiko for effekter på økosystemet
Det vises til rapporten "Fedafjorden - Miljøundersøkelse 2010 og Trinn 1 risikovurdering" /1/ samt Fase 1 rapporten /5/, for utdypende informasjon som ligger til grunnlag for
denne rapporten.
Rene Listerfjorder har koordinert arbeidet med miljøundersøkelsen i Fedafjorden.
Rene Listerfjorder er et samarbeidsprosjekt mellom Kvinesdal-, Farsund- og Flekkefjord
kommune, Fylkesmannen i Vest-Agder og KLIF om kartlegging og opprydding i forurenset sjøgrunn.
Arbeidet i prosjektet styres av en styringsgruppe bestående av ordførerne i de 3 kommunene og en representant fra Fylkesmannen i Vest-Agder. Det er etablert prosjektgrupper
i de 3 kommunene, og det er etablert en referansegruppe som skal bistå med sin kompetanse i prosjektarbeidet.
7 / 78
Fedafjorden - Trinn 2 Risiko- og tiltaksvurdering
2
Beskrivelse av området
2.1
Geografisk beliggenhet
Figur 1 viser et oversiktskart av Listerregionen. Den 12 km lange og smale Fedafjorden
strekker seg fra munningen av elva Kvina innerst og munner ut i den åpne og dype Listafjorden ved Stolsfjorden. Ved Angholmen er det en terskel på ca. 40 m dyp som deler
fjorden i et indre mindre basseng med maksimal dybde 90 m, og en ytre del som er 350
m dyp mot munningen til Listafjorden. Figur 2 viser området i Fedafjorden som miljøundersøkelsen har fokusert på. Hele området ligger i Kvinesdal kommune. Figur 2 viser
også plassering av de 3 bedriftene som sammen med Kvina er de antatt viktigste forurensningskildene til fjorden.
Figur 1. Oversiktskart over området rundt Fedafjord. Det undersøkte området er angitt med et rødt rektangel (ref: kart.gulesider.no).
Figur 2. Oversiktskart over det undersøkte området med lokalisering av de viktigste industribedriftene ved fjorden (ref: kart.gulesider.no).
.
8 / 78
Fedafjorden - Trinn 2 Risiko- og tiltaksvurdering
2.2
Bunnareal og topografi
Et sjøkart som viser vanndybde i Fedafjorden er vist i figur 3. Bassenget innenfor terskelen ved Angholmen har et areal på ca. 1,9 km2 (2,5 km langt og 400 - 500 m bredt). Elva
Kvina munner ut innerst med en midlere vannføring på ca. 32 m3/s. Før Kvina ble regulert var midlere vannføring på ca. 70 m3/s. I området ved kaianlegget til ENK AS er sjødybden ca. 8 til 25 m. Mot vest skrår bunnen ned til > 30 m dyp innenfor det som regnes
som influensområdet til skipstrafikk for ENK AS. Det ytre bassenget utenfor Angholmen
har et areal på ca. 8,6 km2 (ca. 10 km langt og gjennomsnittlig 1 km bredt). Fedaelva
munner ut på nordsiden i Fedabukta med en midlere vannføring på 10 m3/s.
Figur 3. Vanndybdekart for Fedafjorden, med utsnitt av Indrevika (ref: kart.kystverket.no).
Figur 4 viser en langsgående dybdeprofil av Fedafjorden, fra Øye til Listafjorden (etter
hydrografiske undersøkelser utført av NIVA i 1976 /6/).
.
9 / 78
Fedafjorden - Trinn 2 Risiko- og tiltaksvurdering
Figur 4. Langsgående dybdeprofil av Fedafjorden (NIVA, 1976) /6/.
Figur 5. Langsgående profil av Fedafjorden med oksygenkonsentrasjoner i sjøvannet etter målinger
utført av NIVA i 1973 /6/.
.
10 / 78
Fedafjorden - Trinn 2 Risiko- og tiltaksvurdering
2.3
Vannutskiftning og sedimentering
I begynnelsen av 70-tallene utførte NIVA en resipientundersøkelse av fjordsystemet i
Flekkefjordsregionen /6/. Den 40 m dype terskelen ved Angholmen skiller de dypere
vannmasser i fjorden og har stor innflytelse på vannutskiftningen og sedimentering i Fedafjorden. I det ytre bassenget har dypvannet fri forbindelse med kystvannet og her er
vannutskiftningen bra. I det indre bassenget viser det seg at ferskvannstilførselen fra
Kvina spiller en dominerende rolle for vannutskiftningen i de øvre vannlag (til ca. 40 m
dyp). Terskelen hemmer dypvannsutskiftningen i det indre bassenget som fører til redusert oksygeninnhold i dypvannet og en økt akkumulering av næringssalter i forhold til
vannmassene utenfor terskelen. Dette er illustrert i figur 5 som viser oksygeninnholdet
av sjøvannet i et dybdesnitt av Fedafjorden.
En forsterkende faktor har vært regulering av Kvina, med overføring av vannet til Tonstad. Mindre vannføring har ført til mindre vannutskiftning. Dette betyr at dypvannet
innenfor terskelen tåler mindre belastning med organisk materiale fra vannmassene
ovenfor. Under prøvetakingen ved munningen av Kvina ble det funnet store mengder
med organisk materiale (løv og kvister), noe som sammen med de store mengdene med
flis og bark i Indrevika bidrar til stort oksygenforbruk og anoksiske forhold i bunnsedimentene.
Vannutskiftningen i Fedafjorden er styrt av fem forskjellige mekanismer: den estuarine
sirkulasjon (ferskvann fra elvene som strømmer ut fjorden som overflatevann og salt
(tyngre) sjøvann som strømmer inn fjorden langs sjøbunnen), vindstrøm, tetthetsstrømmer, tidevann og meteorologisk genererte vannstandsvariasjoner (NIVA rapport /6/).
Som følge av vanntilførsel fra elvene (spesielt Kvina) er strømningsretningen i det øverste vannlaget generelt sett fra Øye mot Listafjorden. Vannstrømning i det dype og kalde
bunnvannet er i dominerende grad drevet av den estuarine sirkulasjonen. Dette gjelder
spesielt i det indre bassenget hvor dypvannet sirkulerer (omrøring) 1-2 ganger i året /6/.
Det antas at strømning i dypvannet i resten av året er påvirket av undersjøisk topografi
og tyngdekraft. Strømningsretning vil da være motsatt, i sørvestlige retning (mot
Angholmen).
Vannutskiftningssituasjonen i Fedafjorden har sannsynligvis også stor betydning for
transport og sedimentering av bunnmaterial i det indre bassenget. Det betyr at eventuelle
partikkelbundete miljøgifter, stort sett vil sedimentere innefor terskelen ved Angholmen.
.
11 / 78
Fedafjorden - Trinn 2 Risiko- og tiltaksvurdering
3
Geokjemisk data 2010 Fedafjorden
I kartleggingsprogrammet som ble gjennomført i 2010 ble det tatt ut prøver på 50 prøvepunkt i Fedafjorden /1/. Herav 32 overflate sedimentprøver, 5 prøver fra sedimentfeller,
6 kjerneprøver og 7 blåskjellprøver. De fleste prøver ble tatt i Indrevika og innenfor terskelen ved Angholmen. Beliggenhet av prøvepunktene er vist i figur 6. Geografisk fordelingen ble valgt slik for å gi en best mulig representativitet mht. antatte kildeområder og
geografisk/dybde fordeling. I tillegg ble det samlet blandprøver for toksisitetsanalyse fra
3 større områder i fjorden: Indrevika, Angholmen, og Fedabukta.
Analyseresultatene av sedimentene viste at forurensningstilstanden i sedimentoverflaten
er mest alvorlig i Indrevika hvor det er spesielt konsentrasjonene av PAH, TBT, kvikksølv, kobber og bly, som er høye (i tilstandsklasse IV og V). Ved Angholmen er forurensningstilstanden mye bedre og det er funnet minst forurensning i Fedabukta (ytre
fjordbasseng). Prøver fra 10 - 25 cm dyp er ofte like forurenset som sediment på overflaten, noe som viser at utslippene av forurensning har pågått over lang tid. Det ser ut for at
omrøring i sedimentet pga bioturbasjon og skipstrafikk når ned til 10 cm dyp. Stoffekonsentrasjoner i blåskjellprøvene overstiger ikke tilstandsklasse II, noe som tyder på at
spredning av miljøskadelige stoffer fra sediment til blåskjell er svært liten. Sammenlignet med miljøtilstanden i perioden 1984 - 1996 har forurensningstilstanden i Fedafjorden
bedret seg betydelig.
I risikovurdering trinn 1, ble analyseresultatene vurdert mot grenseverdiene mellom tilstandsklasse II og III /2/. Det var mange enkeltprøver og gjennomsnittskonsentrasjoner
som oversteg grenseverdiene. I tillegg til enkeltprøver oversteg toksisitetsprøven av
Indrevika grenseverdiene. Konklusjonen av Trinn 1 risikovurderingen var derfor at ingen
av delområdene (Indrevika, Angholmen, og Fedabukta) kunne friskmeldes mht. økologisk risiko.
I kap. 12 (vedlegg A) er det en liste av de aktuelle miljøgiftene i Fedafjorden som kort
inngår på generelle kilder av stoffet og dens effekt på økosystemet og human helse.
.
12 / 78
Fedafjorden - Trinn 2 Risiko- og tiltaksvurdering
Figur 6. Oversikt av prøvetakingen i Fedafjorden i 2010 (bakgrunnskart ref: www.norgeibilder.no).
.
13 / 78
Fedafjorden - Trinn 2 Risiko- og tiltaksvurdering
4
Miljømål for Fedafjorden
For Trinn 2 risikovurderingen er det viktig å ha definerte miljømål og tilhørende akseptkriterier for kystvannsområde i Fedafjorden. "Rene Listerfjorder" har koordineringsansvar for kartlegging og opprydding i forurenset sjøbunn i Listerregionen og har i 2010
kommet med følgende forslag til miljømål for kystvannområdene i Farsund, Kvinesdal
og Flekkefjord kommunene /7/:
Langsiktige miljømål for kystvannområdene i Farsund, Kvinesdal og Flekkefjord.
Vannkvaliteten og kvaliteten på sedimentene i kystvannområdene i Farsund, Kvinesdal
og Flekkefjord skal være god, og ikke til hinder for utøvelse av friluftsliv, yrkesfiske,
havnedrift og industriaktivitet. Sedimenter som er forurenset av miljøgifter skal ikke
medføre fare for alvorlige forurensingsproblemer eller negative effekter for økosystemet.
Lokale miljømål for Kvinesdal.
1
Vannkvaliteten i Fedafjorden skal være slik at det ikke er begrensninger på bruken
av fjorden både med hensyn til rekreasjon og næring. Vannkvaliteten skal være innenfor kriteriene for tilstandsklasse 2.
2
Kvaliteten på sedimentene i fjorden skal være minimum tilstandsklasse 2. For sedimentene innenfor terskelen ved Angholmen skal kvaliteten være minimum tilstandsklasse 3, men tilstandsklasse 2 skal oppnås innen 2021. Dette årstallet er forankret i vannforskriften, andre planfase.
Forslaget til lokale miljømål er utarbeidet av styringsgruppen for Rene Listerfjorder på
bakgrunn av føringene i vannforskriften. Styringsgruppen oppfatter det slik at kommunestyret i Kvinesdal må foreslå de lokale miljømålene overfor vannregionmyndigheten
Vest-Agder Fylkeskommune. Vannregionmyndigheten må vedta lokale miljømål for
kystvannområdet Fedafjorden.
.
14 / 78
Fedafjorden - Trinn 2 Risiko- og tiltaksvurdering
5
Risikovurdering Trinn 2 - Generelt
I rapporten fra 2010 /1/ ble det konkludert etter trinn 1 risikovurdering at ingen av de 3
delområdene i Fedafjorden kunne friskmeldes mht. økologisk risiko. I henhold til Klifs
veileder TA-2230 /3/ må en Trinn 2 risikovurdering gjennomføres for å avdekke om den
aktuelle risiko mht. spredning til resipienter og påvirkning av human helse er akseptabel
eller ikke. Hvis konklusjonen er at det ikke er akseptabel bør det foretas en tiltaksvurdering med hensikt å redusere eller fjerne den påviste risikoen.
5.1
Inndeling i delområder
Det er vurdert at det ikke er hensiktsmessig å behandle hele Fedafjorden som ett område
i risikovurdering. Risikovurderingen er derfor delt opp i de 3 delområdene hvor det er
utført detaljert prøvetaking: Indrevika, Angholmen, og Fedabukta. Inndelingen er gjort ut
fra naturlige grenser mht. influenseområdene til de forskjellige forurensningskilder og
antatt rekkevidde av eventuell spredning av miljøgifter i fjorden. Et oversiktskart av Fedafjorden med de tre delområdene er vist i figur 7.
Figur 7. Oversiktskart av Fedafjorden som viser omfang og beliggenhet av de tre aktuelle delområdene som er
behandlet separat i risikovurderingen (ref: kart.kystverket.no).
5.2
Risikovurdering metode
Trinn 2 risikovurderingen blir utført i forhold til miljømål og tilhørende akseptkriterier
for Fedafjorden og er delt i tre uavhengige vurderinger i henhold til KLIFs risikoveiledere /2, 3, og 4/:
•
Trinn 2A - Risiko for spredning
"Vurderes ut fra beregnet miljøgifttransport fra sediment til vannmassene via diffusjon og bioturbasjon, oppvirvling som følge av bølger og skipstrafikk og opptak i
organismer og spredning gjennom næringskjeden."
.
15 / 78
Fedafjorden - Trinn 2 Risiko- og tiltaksvurdering
•
Trinn 2B - Risiko for human helse
"Vurderes ut fra aktuelle transportveier til mennesker etter hvordan et sedimentområde brukes: havnevirksomhet, rekreasjon, fangst av sjømat, osv. Den viktigste eksponeringsveien er via konsum av fisk og skalldyr, men inntak av og kontakt med
sediment og vann er også tatt med der det kan ha betydning ved rekreasjon og bading."
•
Trinn 2C - Risiko for effekter på økosystemet
"Vurderes ut fra beregnede konsentrasjoner av miljøgifter som organismer i vann og
sediment eksponeres for sammenlignet med relevante grenseverdier for effekter.
Resultatene av toksisitetstestene fra Trinn 1 og helsediment testen i Trinn 2 legges
også til grunn."
KLIFs beregningsverktøy er anvendt for å beregne overskridelser i Trinn 2 vurderingen.
Datasettet for hvert delområde består av overflateprøvene, inklusiv de øverste prøvene
av kjernene (0-2 cm), og toksisitetstesten for området. Analyseresultatene av blåskjellprøvene er ikke inkludert i beregningsverktøyet men blir tatt med i en overordnet risikovurdering. Der enkeltkonsentrasjoner faller under deteksjonsgrensen for analysen, har
halve deteksjonsgrenseverdien blitt anvendt i risikoanalysen. I beregningsverktøyet kan
man dessuten føre inn stedsspesifikke data for områdene som er av stor betydning for
risikoanalysen (for eksempel inntak av fisk, bunnareal, osv). Kvantitativt vurderes hvert
trinn i forhold til noen parametre som kan beregnes fra inngangsdata for hvert delområde. Metodikken er forklart i veilederen TA-2230 /3/ og bakgrunnsdokumentet TA-2231
/4/.
Trinn 2A - Spredning
I spredningsvurderingen (trinn 2A) blir den beregnete spredningen ("total miljøgifttransport ut fra sedimentet") vurdert i forhold til "tillatt spredning": det som ville være spredningen hvis alle stoffekonsentrasjoner i sedimentet var grenseverdiene for Trinn 1 (grensen mellom klasse II og III). Spredning beregnes på følgende måte (faktaboks 8 /3/):
Ftot = Fdiff + Fskipnorm + Forg
Ftot
Fdiff
Fskipsnorm
Forg
: total miljøgifttransport fra sedimentet (mg/m2/år)
: transport som følge av biodiffusjon (mg/m2/år)
: normalisert transport som følge av skipsoppvirvling (mg/m2/år)
: transport som følge av opptak i organismer (mg/m2/år).
Trinn 2B - Human helse
Eksponering til mennesker kan skje gjennom konsum av sjømat (fisk og skalldyr), direkte inntak av- eller hudkontakt med sediment, vann og suspendert stoff. Ut fra all inndata
beregnes det en total livstidsdose og det gjøres en vurdering av om den kan være skadelig for human helse for voksne og barn. Den totale livstidsdose beregnes som en maksimale DOSE (verste fall) og en gjennomsnittlige DOSE, som er en livstids daglig eksponering for hvert stoff (mg/kg/d). DOSE-verdien blir sammenlignet med grenseverdier for
maksimal tolerabel risiko (MTR) for human helse og tolerabelt daglig inntak (TDI).
Grenseverdien for human risiko er basert på at 10 % av eksponeringen er sedimentrelatert, MTR/TDI 10 % (mg/kg/d).
Trinn 2C - Økosystemet
Den aktuelle risikoen for effekter på organismer pga. forurenset sediment er en kompleks
.
16 / 78
Fedafjorden - Trinn 2 Risiko- og tiltaksvurdering
vurdering som tar hensyn til forskjellige faktorer. Direkte kontakt med sedimentet (og
porevann i sedimentet) er en faktor. Kontakt med vannmassene over sedimentet en annen
faktor. I tillegg er samspill mellom flere stoffer av stor relevans for effekten som stoffekonsentrasjoner har på organismer. Derfor blir risikoen for økosystemet vurdert i forhold
til:
- Trinn 1 overskridelser av sedimentet
- Toksisitetstesten for delområdet
- Stoffekonsentrasjoner i blåskjell
- Stoffekonsentrasjoner i fiskefilet
- Beregnede porevannskonsentrasjoner, Cpv, som sammenlignes med PNECw:
("Predicted No Effect Concentration" i vann).
Det tas utgangspunkt i at bunnlevende organismer eksponeres til forurensninger i sedimentet via porevannet. Når stoffekonsentrasjoner i porevannet ikke er målt direkte
kan de beregnes med bruk av fordelingskoeffisienten, Kd, for hvert stoff. Det forutsettes at man har pålitelige fordelingskoeffisienter og en likevektsfordeling mellom
sediment og porevann. Organismer tar opp stoffer fra porevannet gjennom bioakkumuleringskoeffisienten, BCF. Når begge koeffisientene er kjent kan man beregne biota-sediment akkumulasjonsfaktorer (BSAF) som vist i den skjematiske modellen /4/.
Det er tre nøkkelfaktorer som styrer grenseverdier utarbeidet på denne måten:
• Fordelingskoeffisient mellom sediment og porevann (Kd)
• Effektgrenser for ulike organismer i vann (representert ved porevannet)
• Bioakkumulering fra porevann til organismer (BCF)
.
17 / 78
Fedafjorden - Trinn 2 Risiko- og tiltaksvurdering
5.3
Stedsspesifikke parameterne
En oppsummering av stedsspesifikke parametere for de 3 delområdene er vist i Kap. 13
(Vedlegg B). Valg av enkelte parametere for hvert område er nærmere forklart nedenfor.
Hvor det var for lite informasjon til beregning av stedsspesifikke parametere har sjablongverdiene i beregningsverktøyet /3/ blitt anvendt.
Generelle områdeparametere (bunnareal og vannvolum i bassenget) er målt fra dybdekart (www.kystverket.no). Oppholdstid av vannet i delområdet er vurdert ut fra informasjon i NIVA rapporter /6 og 8/. Bulkdensitet til sediment er vurdert å være 1.2 kg/l for
vått sediment. For porøsitet, ε, er det valgt å anvende sjablongverdien 0.7. TOC, total
organisk karbon innhold, er beregnet ut fra analysedata for sedimentprøvene i hvert delområde. Informasjon tilgjengelig for spredningsparametere er:
•
•
•
•
Antall skipsanløp per år i hvert delområde.
Sedimentareal påvirket av skipsanløp (målt areal i farlederområdet med < 25 m
dybde).
Suspendert fraksjon sediment (< 2 µm): gjennomsnittsverdi for fraksjon < 2 µm i
sedimentprøvene. I Indrevika er den fraksjonen beregnet ut fra sedimentet som var
samlet opp i sedimentfellene.
Fraksjon tørrvekt av vått sediment: beregnet som gjennomsnittsverdien for fraksjon
tørrstoff i sedimentprøvene.
For stedsspesifikke parametere mht. human helse er det antatt at det er ingen bading i
delområde Indrevika og Angholmen, mens det bades 30 dager i året i Fedabukta. Hudkontakt med vann (for eksempel ved fisking) er antatt å skje 10 d/år i Angholmen og
Indrevika og 30 d/år i Fedabukta.
I Kvinesdal er det 1 person som er registrert med fiske som biyrke. I 2008 ble det levert
fangst (torsk og torskeartfisk) for kr. 1000. I 2009 og 2010 er det ikke omsatt fangst. Ut
fra kommunikasjon med nevnte person er det opplyst at det i gjennomsnitt er 5 husholdninger som fisker på fiskeplasser fordelt over hele fjorden. På grunn av oksygenmangel i
vannmassene, spesielt innenfor terskelen ved Angholmen, er det lite fisk her i sommerhalvåret. Ved Kleven brygge og utenfor oppdrettsanlegget i Indrevika fiskes det regelmessig. Her er det bl.a. sei på 30 - 35 m dybde i området ved utløpet av vann fra et landbasert oppdrettsanlegg for piggvar.
Som en gjennomsnittlig beregning for hver husholdning tas det opp ca. 10 kg fisk per
uke fra Fedafjorden, men bare halvparten av fiskene er stedsbundne (resten er makrell og
sei). Ut fra 5 kg stedsbundne fisk per uke på 5 husholdninger (med gjennomsnittlig 2
voksne og 2 barn per hushold) er det beregnet at inntak av fisk er maksimalt 0.025 kg
våtvekt per døgn for voksne og 0.005 kg v.v/d for barn. Siden fiske foregår i hele Fedafjorden er disse tallene lagt til grunn for alle de tre delområdene.
.
18 / 78
Fedafjorden - Trinn 2 Risiko- og tiltaksvurdering
6
Indrevika
6.1
Aktuell miljøinformasjon
Et oversiktskart over delområdet Indrevika er vist i figur 8. Beliggenhet av de identifiserte forurensningskildene er vist i figuren. Dette er industriområdene til ENK AS og Borregaard Trælandsfos AS, avrenning fra Borregaard deponiene, og avrenning fra elva
Kvina. Herunder følger en kort oppsummering av tidligere og nåværende aktiviteter på
eiendommene til virksomhetene i området. I tillegg er det gjort en vurdering om bedriftene fortsatt bidrar til forurensningssituasjonen i fjorden.
Det er vanntilførsel til Indrevika fra minst 5 steder: elva Kvina, bekken som renner langs
Borregaard deponiene, bekken som renner ut ved Kleven bryggen, utslipp av "klarvann"
og overvann fra ENK AS, og utslipp fra oppdrettsanlegget.
Aktuell arealbruk i Indrevika er nærings- og industriområder.
Figur 8. Et oversiktskart over delområdet Indrevika. Blå piler indikerer vanntilførsel til vika (ref: kart.kystverket.no).
6.1.1 Geokjemisk data Indrevika
Geokjemiske data som foreligger fra 2010 er:
- 19 overflateprøver
- 4 kjerneprøver
- 2 blåskjellprøver
- 1 toksisitetstest
Det vises til Trinn 1 rapporten for en oversikt over stoffer som overskrider Trinn 1 grenseverdiene i Indrevika /1/. For gjennomsnittsverdiene av sedimentprøvene er det overskridelse for flere PAH-forbindelser, PCB, TBT, kvikksølv, kobber, kadmium og bly. I
tillegg er Indrevika det eneste delområdet hvor også resultatene av toksisitetstesten overskrider Trinn 1 grenseverdiene for økotoksisitet (se tabell 1). Algevekst av Skeletonema
Costatum i porevannet overskrider imidlertid ikke grenseverdien.
.
19 / 78
Fedafjorden - Trinn 2 Risiko- og tiltaksvurdering
Tabell 1. Målt økotoksisitet i Indrevika sammenlignet med Trinn 1 grenseverdier for Skeletonema og DR
Calux.
I tillegg til data for 2010 foreligger det geokjemiske data fra tidligere undersøkelser som
er sammenfattet i Fase 1 rapporten fra Fylkesmannen i Vest-Agder /5/. I Trinn 1 risikovurderingen er det vist at forurensningstilstanden for sedimentet i Indrevika har forbedret
seg siden perioden 1984 - 1996 /1/. Tinfos Jernverk utførte i 1995 en detaljert kartlegging av stoffekonsentrasjoner (PAH og metaller) i fisk, taskekrabber, blåskjell og albusnegl /10/. Denne undersøkelsen viser hvorvidt forurensningen har påvirket marine organismer som lever i sjøområdet. Resultatene viste at metallkonsentrasjoner i organismene
var på bakgrunnsnivå eller i klasse II. PAH-innholdet i krabber og fisk var forholdsvis
lavt men for blåskjell innerst i fjorden var det i tilstandsklasse II og III. Blåskjell i Indrevika hadde konsentrasjoner av benzo(a)pyren i tilstandsklasse V i 1995. Blåskjellprøvene
som ble tatt i 2010 i Indrevika hadde Sum PAH16 i klasse II ("god"). På en stasjon i
Indrevika, St. 9/10, er det tatt blåskjellprøver i 1984 /9/, 1994 /10/ og 2010 /1/. Resultatene for benzo(a)pyren og Sum PAH16 er sammenlignet i en graf i figur 9. Det er tydelig
at stoffekonsentrasjoner av PAH-forbindelser i blåskjell har minket betraktelig i perioden
1984 - 2010.
Figur 9. Graf som sammenligner stoffekonsentrasjoner av benzo(a)pyren og Sum PAH16 i 1984, 1994,
og 2010, i blåskjell på stasjon St. 9/10 i Indrevika.
.
20 / 78
Fedafjorden - Trinn 2 Risiko- og tiltaksvurdering
6.1.2 Kvina
Elva Kvina har med stor sannsynlighet tidligere tilført en del miljøgifter til sedimentene i
Indrevika. Tidligere gruvedrift på mineralet molybden ved Knaben har forårsaket utslipp
i elva av store mengder nedknust stein med betydelig høyere metallkonsentrasjoner enn
omgivelsene. Etter at Klaredammen ble bygd nedstrøms deponiet i 1976, har tilførselen
av deponimateriale til vassdraget minket betraktelig. I 1995 ble det gjennomført en detaljert kartlegging av molybden-kobber konsentrasjoner langs vassdraget til Knabeåna og
Kvina /11/. Det ble påvist at forurenset deponimateriale (molybden, kobber, kadmium og
flotasjonskjemikalier) var spredt gjennom hele vassdraget og minst 4 km ut i Fedafjorden.
For å vurdere det aktuelle bidrag til molybden/kobber utslipp fra Knaben gruver, ble det i
2010 tatt 9 sedimentprøver i elva Kvina /1/. Resultatene ble sammenlignet med konsentrasjonene av disse tungmetallene i sedimentprøver fra Fedafjorden. Det finns ingen
normverdier eller definerte tilstandsklasser for molybden. Analyseresultater fra 2010
prøvetakingen viste at molybdeninnholdet i sedimentene i Fedafjorden er svært høye i
forhold til bakgrunnsnivåer i norske sedimenter. Molybdenkonsentrasjoner i fjordsedimentet var også høyere enn i nedre delen av Kvina. Dette er trolig fordi molybden er
oppkonsentrert i det fine deponimateriale fra Knaben som blir avsatt i områder med liten
strømhastighet. Prøvetakingen i Kvina viste også at bidrag av deponimaterialet til kobberforurensningen i fjorden kan anses som ubetydelig i forhold til industriens bidrag.
Andre mulige tidligere forurensningskilder langs elva Kvina er sigevann fra den tidligere
avfallsplassen Ytre Egeland, og tidligere avløpsvann fra sentrumsområder og spredt bebyggelse. Avløpsrenseanleggene som ble anlagt på 80-tallene sanerer kloakkutslippene.
Diffuse utslipp og overvann kan fortsatt innebære en viss tilførsel av bla. PCB til elvevannet fordi PCB tidligere var en vanlig bestanddel i husmaling og murpuss. I tillegg har
den tidligere treforedlingsindustrien ved Trælandsfoss periodevis sluppet ut fiber, kobber
og kvikksølv til vassdraget. Elva er nå regulert og anses derfor som en betydelig mindre
aktiv kilde i dag.
6.1.3 Skipstrafikk og oppvirvling
Skipstrafikken til og fra ENK AS og Kleven Brygge kan være en forurensningskilde i
seg selv da oppvirvling av sedimenter kan spre forurensning over større områder og lede
til at miljøgifter lekker ut i vannet og da lettere blir tilgjengelig for opptak i organismer.
Oppvirvling av sediment kan skje på grunn av propell- og vannjetmotorer, samt hiving
og haling av anker. Dette medfører at det påvirkete sjøbunnsområdet ikke bare er ved
siden av kaiene men også i hele farleder hvor skipene manøvrerer. Vanligvis har propellene bare effekt til en dybde på 20 - 25 m. Ved ENK AS er det i løpet av året normalt
med 260 - 300 båtanløp. Båtene varierer i størrelse fra 1000 - 5000 tonn, til >10000 tonn.
For å måle bidrag av skipstrafikk til turbiditet, og dermed oppvirvling og spredning av
sediment, ble det over en 4 måneders periode satt ut 5 sedimentfeller og en turbiditetslogger utenfor kaianlegget til ENK AS i Indrevika (se figur 11). Turbiditetsloggeren
var plassert på en dybde av 20 m, og sedimentfellene på 20 til 26 m dybde. Sedimentmengden som ble oppsamlet i fellene hadde ingen korrelasjon med dybde og var i løpet
av 4-månedersperioden fra 2-6 mm (se tabell 2). Mest sediment ble oppsamlet i de 3 sørlige fellene (F1, F2, og F5).
.
21 / 78
Fedafjorden - Trinn 2 Risiko- og tiltaksvurdering
Figur 10. Et skip som bakker ut fra kaianlegget i Indrevika.
Figur 12 viser bilder fra sedimentfelle 1 på sjøbunnen, ved utsetting og innhenting av
fellen. Sedimentet i fellene ved innhenting er stort sett finkornet sediment og representerer sediment som har landet i fellene gjennom oppvirvling og resedimentering på grunn
av skipstrafikk. I forhold til overflateprøvene av sediment i nærheten har sedimentet som
er samlet opp i fellene en høyere fraksjon av finpartikler: 71 % < 63µm og 1.3 % < 2 µm
i sedimentfellene, og 58 % < 63µm og 1.1 % < 2 µm i overflateprøvene. Dette skyldes
sannsynligvis at det er bare de fineste partiklene som resuspenderer i vannet etter oppvirvling. Grovere partikler vil ligge igjen på bunnen.
Figur 11. Plassering av sedimentfeller og turbiditetslogger ved kaianlegget (ref: www.norgeibilder.no).
.
22 / 78
Fedafjorden - Trinn 2 Risiko- og tiltaksvurdering
Figur 12. Bilder av Felle 1 på sjøbunnen og hvordan det så ut ved utsetting og innhenting av sedimentfellen.
I løpet av de 4 månedene som fellene sto ute var det ca. 120 skipsanløp i Indrevika. I
gjennomsnittlig ble det samlet inn 4 mm sediment i fellene. Antatt areal med < 25 m
vanndybde som normalt kan være påvirket av skipsanløpene er ca. 15000 m2. Det vil si
at ca. 500 kg sediment suspenderer og resedimenterer med hvert skipsanløp. Dette
stemmer bra med sjablongverdiene som er foreslått i veilederen (mellom 100 og 1000 kg
avhengig av finstoffinnhold i sedimentet) /3/.
Turbiditetsgrafen av loggeren i figur 13 viser mange utslag som samsvarer med kortvarig
høy turbiditet (max. 30 NTU). Utslagene kunne ofte bli koblet til skipstrafikk, men det
ble ikke påvist noen korrelasjon mellom båtstørrelse og turbiditetsnivå. Det er antatt at
det alt vesentlige av TBT forurensning i Fedafjorden er forårsaket av skipstrafikk.
Figur 13. Turbiditetsgraf av loggeren i Indrevika fra 26. juni til 17. oktober. De båtene som sannsynligvis er ansvarlig for høydepunktene i grafen er tilføyd.
.
23 / 78
Fedafjorden - Trinn 2 Risiko- og tiltaksvurdering
Tabell 2 viser analyseresultatene av sedimentet i fellene. Målingene av sink er ikke representative og derfor ikke tatt med i tabellen. Dette skyldes at sedimentfellene er laget
av forsinket materiale for å unngå rust. Som vist i tabell 2 er det i alle 5 prøvene funnet
et eller flere stoff som er over grenseverdien for Trinn 1 (dvs. tilstandsklasse 3 eller høyere). Felle 1 er minst påvirket av forurensning, men fellene 2 til 5 er ganske lik i forurensningsnivå. Av tungmetallene er det bare for kobber at grenseverdien for Trinn 1
overskrides i fire av de fem fellene. Gjennomsnittsverdien av Sum PAH overstiger grenseverdien for Trinn 1 og dette skyldes mest at benzo(g,h,i)perylen er i tilstandsklasse IV
og V i de fem sedimentprøvene. Felle 1 har TBT konsentrasjoner i tilstandsklasse IV og
de andre fellene i tilstandsklasse V. I alle de fem fellene er det funnet konsentrasjoner av
TBT som overstiger grenseverdien for Trinn 1 (35 µg/kg).
Tabell 2. Analyseresultater for sediment som oppsamlet seg i de sedimentfellene utsatt i Indrevika.
.
24 / 78
Fedafjorden - Trinn 2 Risiko- og tiltaksvurdering
6.1.4 Eramet Norway Kvinesdal AS (ENK AS)
Smelteverket i Indrevika ble opprinnelig kalt Øye Smelteverk men endret senere navn til
Tinfos Jernverk AS. Smelteverket startet sin virksomhet i 1974. I 2008 ble smelteverket
overtatt av den internasjonale bedriften Eramet som produserer mangan- og nikkellegeringer. ENK AS produserer silisium- og jernholdige manganlegeringer til bruk i stålindustrien. I gjennomsnitt de siste 5 årene har produksjonen av silikomangan ligget på ca
175.000 tonn pr år.
Råstoffene blir levert med skip og er lagret i hauger på industriområdet. De viktigste råvarene er manganmalm, kvarts og koks. Store smelteovner blir brukt til smelting av råstoffene og produksjon av legeringer. Utslipp fra ovnene til luften er registrert i KLIFs
database (www.norskeutslipp.no). For å redusere utslipp av støv til luft vaskes støvet ut i
et gassrenseanlegg som har vært i drift siden bedriftens oppstart i 1974. Det forurensede
vannet fra gassrenseanlegget blir renset i et slamrenseanlegg og i flere sand- og kullfiltere. Heretter blir avløpsvannet slippet ut på 25 m dyp, ca. 150 m nordvest for kaianlegget.
Dette vannet blir også kalt "klarvann" eller "prosessvann". Et rensetrinn spesielt tilpasset
PAH ble satt i drift i 1990. Dette resulterte i stor reduksjon i utslipp av PAH til sjø, som
vist i figur 14. En oversikt over mengde og innhold av klarvannet i de siste 19 år er vist i
tabell 3.
Figur 14. Endringer i utslipp av PAH til sjø.
Fra oppstarten i 1974 og frem til 2000 hadde bedriften utslipp av kvikksølv til luft. Fra
2000 er avgassen behandlet i et separat kvikksølvrenseanlegg. Avfall av kvikksølvsulfid
blir levert som farlig avfall til NOAH på Langøya. I tillegg har smelteverket siden 1978
hatt et eget deponi på Fosselandsheia der det deponeres avvannet slam fra gassrenseanlegget ("røykslam") og slagg fra tapping/utstøping fra smelteovner. I 2004 gjennomførte
Interconsult (nå COWI AS) en miljørisikoanalyse av deponiet på Fosselandsheia som
fokuserte spesielt på sigevannsutslipp og utlekking til Sagevassdraget og videre til Feda-
.
25 / 78
Fedafjorden - Trinn 2 Risiko- og tiltaksvurdering
fjorden /12/. Resultatene viste at det ikke skjer betydelig utslipp av diffust sigevann fra
deponiet til Sagevassdraget. Det kontrollerte utslippet av sigevannet fortynnes med en
faktor 1:500 når det blandes med bekkevann før det renner ned i Sagevassdraget. Det
alkaliske sigevannet hever pH i det forsurete vassdraget, og dette har økt fiskebestanden
nedstrøms/12/. Dessuten blir en stor del av tungmetallene i sigevannet utfelt og holdt
tilbake i bekkeleiet. Mengden av miljøgifter fra deponiet som når Fedafjorden er derfor
vurdert som ubetydelig.
Tabell 3. Utslipp "klarvann" eller "prosessvann" (utslipp fra renseanlegget). Overskridelser av
konsesjonsgrensene er farget i gult.
I tillegg til utslipp av "klarvann" er det avrenning av overflatevann fra bedriftsområdet til
Fedafjorden. På store deler av tomta er det fast dekke av betong, asfalt og bygninger, slik
at grunnen har begrenset infiltrasjonskapasitet. I andre områder er det grusflater med potensial for infiltrasjon av overflatevann. Noe av overflatevannet renner direkte ut over
kaikanten, men det meste samles opp i kummer som har utslipp direkte, eller indirekte til
fjorden, elva Kvina og en mindre bekk som renner på nordlige siden av industriområdet.
.
26 / 78
Fedafjorden - Trinn 2 Risiko- og tiltaksvurdering
Figur 15 viser et oversiktskart over tomta til ENK AS med beliggenhet av kummer/utløp
samt oppbevaring av ulike materialer (sikler med nummer 1-30). Aktuelle utslippspunkt
for overflatevann er:
Overflatevann fra parkeringsplassen (utløp V1)
Overflatevann fra råvarelagertak og råvarer (utløp V2)
Overflatevann vest for ovnshallen (utløp V3)
Vann fra slaggspyling ovn 1 og 2 (V52)
Vann fra slaggspyling ovn 3 (V51)
Figur 15. Oversiktskart av ENK AS sitt industriområdet som viser beliggenhet av kummer/utløp (V1 V52), samt lagerplass for oppbevaring av de ulike materialene (sirklene 1 - 30). Figuren er fra NIVA
rapport /19/.
I de siste 9 år er innholdet av suspendert tørrstoff (STS), sink (Zn) og mangan (Mn) målt
i det alkaliske avrenningsvannet i nevnte kummer og utløp. På basis av disse målinger
har NIVA i 2011 utført en kvantifisering og vurdering av utslipp av overflatevann fra
verkets tomt til fjorden /19/. NIVA har beregnet årsavrenning fra tomta basert på gjennomsnittlige nedbørsverdier for de siste 6 årene (2004 - 2010) og tomtas areal. Utslippe-
.
27 / 78
Fedafjorden - Trinn 2 Risiko- og tiltaksvurdering
ne via overflatevannet ble beregnet til å være: 544 kg/år for Mn, 14 kg/år for Zn, og 84
tonn/år for STS /19/.
Til sammenligning med analyser av klarvann er det klart at det er mye mer suspendert
tørrstoff (STS) i overflatevannet enn i klarvannet. Også mangan- og sinktilførselen til
fjorden fra overflatevannet er høyere enn fra klarvannet. Den beregnede massetransporten av STS ved ENK AS er også betydelig større enn tilsvarende beregninger gjort for
Eramets smelteverk i Sauda og Porsgrunn, som begge er større produksjonsenheter.
Både ENK AS og NIVA mener at det beregnede utslippet av STS fra ENK AS er for
høyt. Usikkerheten skyldes i stor grad at mange av prøvene er tatt under det første regnskyllet rett etter en tørr periode da det var mye akkumulert støv på området. Når så disse
analysene har vært brukt som normal avrenningsmengde for hele året får man for høye
verdier i de beregnede årlige avrenningsutslippene. NIVA anbefaler derfor at det i framtiden skal tas flere målinger av overflateavrenningen under ulike nedbørsforhold.
Bidrag til sedimentforurensning
Bedriftens aktuelle og/eller tidligere bidrag til forurensningssituasjonen i Indrevika kan
komme fra utslipp av klarvann og avrenning av overflatevann, utslipp av gasser til luft
med nedfall til land og sjø, samt virksomhet på kaianlegget, herunder skipstrafikk til og
fra anlegget. Dette kan inkludere søl av forurensning under lossing og lasting av skip og
rengjøring av dekk. På grunnlag av utslippdata som er tilgjengelig er det gjort et forsøk
for å beregne resulterende stoffekonsentrasjoner i sedimentet i Indrevika. Det vurderes at
overflatevannet kun tilfører mangan og sink, mens klarvannet tilfører det alt vesentlige
av PAH-forbindelser og andre tungmetaller.
Det er antatt at bunnareal for influensområdet for ENK AS i Indrevika er ca. 713.200 m2,
og at tetthet av sediment i Indrevika er 1.200 kg/m3. Det antas at sedimenthastigheten i
Indrevika er ca. 1mm per år. Sedimentakkumulasjon i Indrevika blir da:
0,001 x 713200 x 1200 = 855 kg/år
Ut fra gjennomsnittsverdiene (siste 5 år) for hvert stoff i klarvannet kan man da beregne
den resulterende konsentrasjon av dette stoffet i Indrevika ved 1mm sedimentasjonshastighet. For eksempel, for PAH er gjennomsnittsutslippet de siste 5 år 1,6 kg/år. Den resulterende konsentrasjon i den øverste millimeter sediment i Indrevika er da:
(1.600000 mg/år / 855.840 kg/år) = 1.9 mg/kg PAH
Denne verdien faller i tilstandsklasse 2 i Klifs tilstandsklassifisering /2/. For kadmiumutslippet ville den resulterende konsentrasjon i Indrevika falle i tilstandsklasse 3. For de
andre målte stoffene i klarvannet er resulterende konsentrasjonen under normverdiene.
Tidligere var utslippskonsentrasjonene mye høyere. Hvis man går ut fra PAH utslippet i
1991 (7000 kg/år) ville det ha resultert i over 8000 mg/kg PAH i Indrevika ved 1mm sedimentakkumulasjon per år. Dette tilsvarer tilstandsklasse 5 (svært dårlig). Det er derfor
dekning for å si at tidligere utslipp fra ENK AS har forårsaket PAH forurensningen i Fedafjorden. På grunn av mangel på utslippsdata er det ikke mulig å si hvor mye av tungmetallforurensningen som er forårsaket av utslipp fra smelteverket.
.
28 / 78
Fedafjorden - Trinn 2 Risiko- og tiltaksvurdering
NIVA har beregnet seg frem til at bidrag av overflateavrenning til sinkforurensningen i
sedimentet er marginalt. For mangan er det i veilederen for klassifisering av metaller i
sedimenter ingen klasseinndeling. De beregnede konsentrasjoner av mangan i vannmassene (ut fra overflatevannstilførselen) er imidlertid vesentlig lavere enn nivåer som gir
toksiske effekter på marine organismer. Beregnet tilførselen av suspendert tørstoff på 64
tonn/år til fjorden vil kunne ha negative effekter på marine organismer (spesielt fisk),
men antageligvis ikke medføre dødelighet da konsentrasjoner av STS i sjøvannet fortsatt
er langt under PNEC-verdier for fysisk påvirkning. Som diskutert tidligere er trolig det
virkelige utslipp av STS til fjorden lavere enn 64 tonn/år. Dette bør imidlertid bekreftes
med ytterligere målinger av overflatevannet under ulike nedbørsforhold.
Det mest vesentlige bidraget fra ENK AS til forurensningstilstanden i Fedafjorden vurderes derfor å være PAH-forbindelser. Det er i vesentlig grad de tidligere utslippene som
har forårsaket de høye konsentrasjoner av PAH i sedimentet. I dag er det fortsatt noe utslipp av PAH til fjorden via klarvannet, men aktuelle utslippskonsentrasjoner vil trolig
ikke forårsake PAH-konsentrasjoner over tilstandsklasse II ("god") i sedimentene.
6.1.5 Borregaard Trælandsfos AS
Borregaard Trælandsfos (tidligere kalt Orkla Eiendom AS) har i dag ingen aktivitet i
Indrevika, men var tidligere grunneier av arealet på sørsiden av Lervika (Indrevika).
Virksomheten i området ble avsluttet i 1981, og utslipp av prosessvann fra land opphørte
følgelig fra dette tidspunktet. I 1993 ble den gamle fabrikken solgt til Kvinesdal kommunen. I 2009 ble den resterende delen av eiendommen solgt til kommunen, som har
solgt deler av eiendommen videre til ENK AS. Borregaard Trælandsfos AS har i egen
rapport redegjort til Fylkesmannen for tidligere aktiviteter.
Industriell aktivitet på Borregaards eiendom startet allerede i 1910 da et kraftverk og tresliperi ble etablert ved Trelandsfossen i Kvina, ca. 4 km nord for Kvinesdal sentrum. I
den tiden var det i Lervika (sørvestlige siden av Indrevika) kun et anlegg for mottak av
tømmer og utskipning av tremasse. Fra 1961 til 1980 ble det drevet en tresliperifabrikk i
Lervika. Anlegget hadde på sitt høydepunkt en kapasitet på ca. 50 000 tonn tremasse per
år, som tilsvarte et tømmerforbruk på ca. 125 000 m3 gran. Tømmeret ble ofte lagret i
havnebassenget i bunter med bandjern rundt. Sammen med avløpsvannet gikk noen
barkrester, trefiber og sagflis til sedimentasjon i Indrevika. Av og til ble havbunnen ved
anlegget mudret, og muddermassene ble dumpet i dypere deler av Fedafjorden (50 - 60
m).
Etter slipeprosessen innehold tremassene fortsatt 50 % vann, og massene måtte derfor
impregneres. Fra 1961 til 1969 ble et kvikksølvholdig stoff "Pulpasan OX" benyttet til
impregnering. Etter 1969 ble "Cu-Pulpox" benyttet, som ikke inneholder kvikksølv men
kobber. Siden produksjon opphørte i 1981 har den tidligere fabrikken ved fjorden blitt
brukt til lager. Det er ingen grunn til å tro at det har vært forurensende virksomhet ved
fabrikkanlegget etter 1981, men det kan være spor av tidligere aktivitet.
I sammenheng med den tidligere treforedlingsindustrien ble det etablert to deponier for
bark og båndjern i bekkedalen overfor eiendommen (se figur 8). Deponiene ble antageligvis tatt i bruk i syttiårene. Det øverste deponiet inneholder hovedsakelig bark, og i det
nederste deponiet er det en blanding av bark, bandjern, søppel og jernskrap. Multiconsult
/13/ gjennomførte i 2007 en miljøundersøkelse av deponiene hvor det ble tatt prøver av
grunnen og sigevannet. Det renner en bekk gjennom dalen og langs deponiene, så sigevann fra deponiene har direkte avrenning til Indrevika. I sigevannet ble det i 2007 påvist
.
29 / 78
Fedafjorden - Trinn 2 Risiko- og tiltaksvurdering
forhøyede konsentrasjoner av sink, kobber og kadmium. Pentaklorfenol er funnet i en
gravegrop, men ikke påvist i sigevannet. Historisk sett er det bl.a. rapportert at pentaklorfenol er brukt som insekticid, i forbindelse med treimpregnering og til slimbekjempelse i
papirindustrien. Til slimbekjempelse er det ved Borregaard Trælandsfoss brukt kvikksølv- og kobberpreparater.
I 2010 gjennomførte COWI AS en utvidet miljøundersøkelse og risikovurdering av den
tidligere eiendommen av Borregaard Trelandsfos AS /14/. En jordprøve ble tatt mellom
den gamle fabrikken og fjorden, men ingen forurensning ble påvist her. Flere jordprøver
ble tatt av deponiene og det ble tatt vannprøver av sigevannet og bekkevannet ovenfor og
nedenfor deponiene (se figur 16). Analyseresultatene bekreftet delvis de tidligere konklusjoner av Multiconsult. I det øvre deponiet (bark) ble det i enkelte jordprøver påvist
forhøyde verdier av sink (tilstandsklasse 2), alifater >C12-C35 (tilstandsklasse 3), og
PAH (tilstandsklasse 3). I det nedre deponiet ble det i enkelte prøver påvist forhøyde
verdier av arsen (tilstkl. 2), bly (tilstkl. 3), kobber (tilstkl. 3), sink (tilstkl. 4), alifater
>C12-C35 (tilstkl. 5), og PAH (tilstkl. 2).
I likhet med 2007 ble det i 2010 påvist forhøyde konsentrasjoner av sink i sigevannet fra
det nedre deponiet. Dette påvirket i liten grad vannkvaliteten i bekken hvor sinkverdiene
var akseptable. Resultatene fra prøvetakingen i 2010 viser at alle andre miljøskadelige
stoffer, både i sigevannet og i de to bekkeprøvene, var under akseptkriteriene for sigevann og ferskvann. Det ble ikke påvist pentaklorfenol.
Figur 16. Prøvetaking av sigevannet fra det nedre deponiet (til venstre), og fra bekken som renner
gjennom dalen til Indrevika (til høyre).
På grunnlag av prøvetakingen i 2007 og 2010 ble det konkludert at risiko for spredning
til Indrevika anses som svært lav basert på funn i deponiene og konsentrasjoner i bekkevann. En kan imidlertid ikke se bort ifra at det tidligere kan ha vært større avrenning av
miljøskadelige stoffer fra deponiene til sjøbunnen i Indrevika. Dette ville da sannsynligvis være stoffene sink, kobber, bly. I jordprøvene fra deponiene er det ikke påvist konsentrasjoner av kvikksølv over normverdien.
.
30 / 78
Fedafjorden - Trinn 2 Risiko- og tiltaksvurdering
I dag driver Asfalt Sør et liten asfaltverk i bekkedalen, nedenfor de to deponiene. Bekkevannet nedenfor asfaltverket er ikke prøvetatt i 2010 programmet.
.
31 / 78
Fedafjorden - Trinn 2 Risiko- og tiltaksvurdering
6.2
Risikovurdering Trinn 2 Indrevika
6.2.1 Resultater beregningsverktøyet
For beregning av lokale parametre til beregningsverktøyet er det tatt utgangspunkt i at
aktiviteten rundt bukta er relatert til næring og industri. Det finns ikke noen badestrand i
området og det er derfor ikke lagt til grunn at det skal tilrettelegges for bading. Likevel
kan det være noe hudkontakt med vannet (10d/år) under lossing og lasting av skip, rengjøring av dekk og i forbindelse med fiske. Som i resten av Fedafjorden fiskes det lite i
Indrevika. Daglig inntak av fisk er på grunnlag av opplysninger om fiske beregnet til:
0.025 kg fiskefilet per døgn for voksne og 0.005 kg fiskefilet per døgn for barn (mer detaljert beskrevet i kap. 5.3). Det er ca. 400 skipsanløp i året til ENK AS sitt kaianlegg og
Kleven bryggen.
Resultatene av Trinn 2 beregningene er vist i tabell 4.
6.2.2 Trinn 2A - Risiko for spredning
Delområdet Indrevika er klart den mest forurensede delen av Fedafjorden. Det er derfor
viktig at de forurensede sedimenter ikke sprer seg videre utover i fjorden. På grunn av
terskelen ved Angholmen er det dårlig vannutskiftning i det indre bassenget særlig etter
at vannføring i Kvina ble redusert i forbindelse med kraftutbyggingen. Det anses derfor
som lite sannsynlig at partikkelbundne miljøgifter i Indrevika kan spre seg til ytre deler
av Fedafjorden. Det er imidlertid mulig at forurenset sediment kan spre seg så langt som
til terskelen ved Angholmen og dermed påvirke miljøtilstanden i hele det indre bassenget. Målinger ved stasjon S3 som ligger i de dypeste delene av det indre bassenget (80 m
dyp) midt mellom Indrevika og terskelen ved Angholmen tyder imidlertid på lite spredning av miljøgifter utover i fjorden.
Figur 17 er en graf som viser fordeling av spredningsmekanismer i Indrevika slik det er
beregnet i KLIFs beregningsverktøy. Her ses det at skipstrafikk kun i liten grad påvirker
spredning av enkelte stoffer. Resultatene fra sedimentfellene og turbiditetsmålinger i
Indrevika har også vist at det er lite korrelasjon mellom skipsanløp av store skip og turbiditetsutslag. Det er mulig at turbiditet i vannet som følge av vind har en minst like stor
påvirkning på oppvirvling og spredning av sediment. Grafen viser at for tungmetaller og
TBT spredning som følge av opptak i organismer er den dominerende årsaken til spredning. For de fleste PAH-forbindelser og PCB er det imidlertid spredning som følge av
biodiffusjon som er den dominerende spredningsmekanismen. Ved biodiffusjon forsterker bunnlevende dyr omrøringen av sedimentet i det øverste sedimentlaget (0 - 10 cm)
og dermed diffusjon av stoffer fra porevannet til bunnvannet.
Feltobservasjonene av sedimentprøvene i Indrevika utviste at de fleste prøvene innehold
både børstemark og skjell. Det vil si at selv om det kan være anaerobe forhold i Indrevika, at det fortsatt er organismer i det øverste sedimentlaget. Det mangler data for
vevskonsentrasjoner i bunnfauna i Indrevika. Dette ville ha utvist om opptak i bunnfauna
virkelig er en viktig spredningsmekanisme.
Beregningsverktøyet (tabell 4) viser at nesten alle stoffene som overskrider Trinn 1 grenseverdiene også overskrider tillat spredning i Indrevika. Det er ikke mulig å beregne
spredningsoverskridelser for PCB i beregningsverktøyet. Dette da det for PCB kun er
oppgitt en grenseverdi for Sum PCB7, mens stoffedataene som benyttes i beregningene
kun finnes for enkeltkongene av PCB. De mest alvorlige overskridelser er der hvor også
.
32 / 78
Fedafjorden - Trinn 2 Risiko- og tiltaksvurdering
gjennomsnittskonsentrasjoner ("middel") gir en Ftot som overskrider tillat spredning.
Dette gjelder i stor grad PAH-forbindelsene benzo(g,h,i)perylen og indeno(1,2,3,cd)pyren, som henholdsvis overskrider tillat spredning med 937% og 456%.
Også gjennomsnittsverdiene for kvikksølv, kobber, kadmium og bly vil gi en spredning
som overskrider tillatt spredning med opp til 52%.
Figur 17. Graf som viser fordelingen av spredningsmekanismer for hvert stoff i Indrevika.
Tømming av miljøgifter fra det bioaktive laget
I veilederen /4/ anbefales det å gjøre enkle kontroller på at beregnet spredning er sannsynlig. Dette kan gjøres ved å benytte fluksberegningene til å anslå hvor raskt sedimentets lager av miljøgifter vil tømmes, se Faktaboks 11 i veilederen /3/. Mengden miljøgifter som netto tapes årlig fra sedimentene kan kun være en liten del av lageret. Hvis ikke
ville sedimentene allerede vært tømt for miljøgifter. Dersom tømningstiden er lav kan
dette skyldes at beregnet spredning er overestimert eller at sjøbunnen tilføres en betydelig mengde nye miljøgifter gjennom sedimentasjon. I Tabell 5 er tømningstiden beregnet
basert på sedimentkonsentrasjonene, beregnet total spredning og sjablongverdier for bioturbasjonsdyp (100 mm/m2), tetthet av vått sediment (1,3 kg/l) og fraksjon tørrvekt av
vått sediment (0,31) som er justert for lokale forhold.
Kontrollberegningene viser en tømningstid fra 0 til 10 år for fire av PAHforbindelsene og for TBT. Enkelte lettere PAH-forbindelser og TBT har tømningstider under ett år. Dette viser at den estimerte spredningen som følge av diffusjon er
større enn i virkeligheten. For TBT vet man også at det fortsatt tilføres betydelige
mengder via nydannet sediment (jfr. analyseresultater fra sedimentfellene). Noen metaller, PCB-kongener og PAH-forbindelser har tømningstid fra 10 - 100 år. De resterende 18 forbindelsene som det er analysert for har tømningstider fra 100 - 1000 år.
Dette viser at det for de fleste miljøgiftene er liten grad av utlekking, og at utlekkingen derfor vil vare over mange år. Dette skyldes i stor grad høyt innhold av organisk
material (TOC) som er med å binde forurensning i sedimentet.
.
33 / 78
Fedafjorden - Trinn 2 Risiko- og tiltaksvurdering
Tabell 4. Resultater av Trinn 2 risikovurderingen for Indrevika med beregningsverktøyet.
.
34 / 78
Fedafjorden - Trinn 2 Risiko- og tiltaksvurdering
Tabell 5. Beregnet tid for å tømme sedimentene i Indrevika for de ulike stoffene (hentet fra regnearket).
Beregnet spredning
Stoff
Arsen
Bly
Kadmium
Kobber
Krom totalt (III + VI)
Kvikksølv
Nikkel
Sink
Naftalen
Acenaftylen
Acenaften
Fluoren
Fenantren
Antracen
Fluoranten
Pyren
Benzo(a)antracen
Krysen
Benzo(b)fluoranten
Benzo(k)fluoranten
Benzo(a)pyren
Indeno(1,2,3-cd)pyren
Dibenzo(a,h)antracen
Benzo(ghi)perylen
PCB 28
PCB 52
PCB 101
PCB 118
PCB 138
PCB 153
PCB 180
Tributyltinn (TBT-ion)
Ftot, maks
2
[mg/m /år]
Ftot, middel
2
[mg/m /år]
86.3417
26.1634
10.2189
5.1182
0.5193
0.1629
27.1211
16.4845
1.7164
0.9497
0.2985
0.0696
16.5765
10.2747
52.3990
22.4863
1.2908
0.6577
0.1178
0.1178
1.0030
0.1650
0.2757
0.0884
0.8865
0.3099
0.2365
0.1051
0.5242
0.1569
0.7173
0.3356
0.1258
0.0488
0.4047
0.1587
2.5236
0.6290
0.9394
0.2299
1.5819
0.4079
0.8132
0.2102
0.1188
0.0302
1.4779
0.3991
0.0028
0.0010
0.0210
0.0029
0.0044
0.0005
0.0003
0.0001
0.0076
0.0007
0.0006
0.0001
0.0020
0.0002
19.05762
2.80667
Tiden det tar å
tømme sedimentet for gitt stoff,
ttom (år)
40
757
838
180
918
556
58
489
1
2
4
7
16
20
81
38
197
108
160
156
163
442
373
202
15
10
70
629
107
909
202
1
6.2.3 Trinn 2B - Risiko for human helse
Mennesker kan bli eksponert til miljøskadelige stoffer på mange måter. I Indrevika foregår det imidlertid ikke noe bading og det er derfor lagt inn i beregningsverktøyet at det
ikke er noe inntak eller hudkontakt med sediment, vann og partikulært materiale. Unntaket er at det kan være noe hudkontakt med sjøvann. Grafen i figur 18 viser at hudkontakt
med vann ikke betyr noe (unntaket for naftalen) i forhold til direkte inntak av fisk og
skalldyr. Konsum av sjømat anses som svært lite i Indrevika: kun 0.025 kg våtvekt fisk
.
35 / 78
Fedafjorden - Trinn 2 Risiko- og tiltaksvurdering
per døgn for voksne og 0.005 kg v.v/d for barn. Likevel gir dette ifølge beregningsverktøyet en meget stor overskridelse for benzo(a)pyren. Gjennomsnittskonsentrasjonene av
benzo(a)pyren i sedimentet overskrider ikke Trinn 1 grenseverdiene men fører likevel til
en 7975% overskridelse av MTR/TDI 10% (grenseverdien for human risiko som baserer
seg på at kun 10% av eksponeringen er sedimentrelatert). Årsak for dette er at benzo(a)pyren er en svært giftig stoff som lett blir tatt opp av marine organismer og som
selv i små mengder kan føre til kreft i mennesker. Det er også slik at Trinn 1 risikovurderingen kun tar hensyn til økologisk risiko.
Også gjennomsnittskonsentrasjoner for Sum PCB7 overskrider tillatt eksponering med
21%. I Indrevika hadde de fleste sedimentprøvene i 2010 en Sum PCB7 innhold i klasse I
eller II ("god"). Kun kjerneprøven SK44, sør for den gamle fabrikken til Borregaard
Trælandsfos, innehold PCB i klasse III ("moderat forurenset") i hele sjiktet (0 - 25 cm
dybde). Dette anses som en svært lokal forurensning. Uten denne prøven er det ingen
overskridelser for gjennomsnittskonsentrasjoner av PCB.
Det er verdt å legge merke til at det fiskes mest i nærheten av utslippspunktet for avløpsvann fra oppdrettsanlegget og klarvann fra ENK AS. I nærområdet til utslippspunktet
inneholder sedimentet benzo(a)pyren i klasse IV, Sum PAH16 i klasse V, og Sum PCB7 i
klasse I og II. Det betyr at fiskene fra Indrevika som konsumeres kan inneholde for høye
konsentrasjoner av benzo(a)pyren med hensikt til human helse, men dette vil være avhengig av hvor lokal fiskestammen er. I følge lokal fisker er det i dette området tatt sei
på 30 m dyp som har forpellets i magesekken. Dette viser at de har beitet ved oppdrettsanleggene ved Anabeløy/Hidra og kanskje ikke er så forurenset som fiskeplassen skulle
indikere.
Fi
gur 18. Graf som viser fordelingen av eksponeringsmekanismer til mennesker for hvert stoff i Indrevika.
.
36 / 78
Fedafjorden - Trinn 2 Risiko- og tiltaksvurdering
6.2.4 Trinn 2C - Risiko for økologiske effekter
Vurdering av økologisk risiko er allsidig og komplisert. Overskridelser av Trinn 1 grenseverdiene indikerer økologiske effekter av stoff. I Indrevika overskrider gjennomsnittskonsentrasjoner av flere stoff Trinn 1 grenseverdiene: flere PAH-forbindelser, TBT,
kvikksølv, kobber, kadmium og bly. Toksisitetstesten viser samvirkningseffekten av flere miljøskadelige stoffer på organismer i sedimentet. Toksisitetstesten fra Indrevika viser
at sedimentet er skadelig for organismer (se tabell 1). DR CALUX testen som måler effekter av dioksiner og dioksinliknende stoffer gir en overskridelse på 180 %. Veksthemmingstesten av algen skeletonema costatum gir en økologisk overskridelse på 54 %.
Toksisitetstesten påviste imidlertid ingen overskridelser av miljøskadelige stoffer i porevannet i sedimentet. I resultatene fra beregningsverktøyet (tabell 4) kan man se at det er
beregnet høye overskridelser for porevannskonsentrasjoner av flere stoffer. Disse beregningene er basert på stoffekonsentrasjoner i sedimentet og fordelingskoeffisienten K d
mellom sediment og porevann. Toksisitetstesten viser derfor at de miljøskadelige stoffene er meget bundne til sedimentet og ikke påvirker konsentrasjoner i porevannet i en slik
grad at det gir utslag i toksisitetstesten.
Blåskjellprøvene i 2010 viste bakgrunnsnivåer for de fleste stoffene, og konsentrasjoner
av Sum PAH16, arsen og kobber, i klasse II ("god"). Også prøver tatt av krabber og fisk i
1995 /10/ viser at disse marine organismer i svært liten grad er påvirket av forurensningstilstanden av sedimentet. Det er imidlertid vanskeligere å avklare hvorvidt
vevskonsentrasjoner i bløtbunnfauna er påvirket av miljøgiftene i sedimentet. De fleste
sedimentprøvene innehold vanlige mengder av børstemark og skjell. På steder hvor det
var mye bark og flis på sjøbunnen var biologiske mangfoldet mindre. Det ble påvist H2S
i overflateprøver fra SK42 og SK43, og i noe grad (i dypere sjikt) i kjerneprøvene SK44
og SK55. Dette viser at det lokalt finnes anaerobe forhold (lite oksygen) på sjøbunnen..
Samlet sett innebærer forurensningsnivået i sedimentene i Indrevika en risiko for økologiske effekter. Det er sannsynlig at grad av økologisk risiko vil variere etter hvor en er i
Indrevika. Grunnen er at biodiversiteten er avhengig av mange faktorer; ikke bare stedsspesifikke konsentrasjoner av miljøskadelige stoffer i sedimentet, men også for eksempel
oksygeninnholdet av porevannet og overdekning med organisk materiale som flis og
bark.
Det er heller ikke tvil om at ferskvannstilførselen fra Kvina spiller en dominerende rolle
for vannutskiftningen i de øvre vannlag (til ca. 40 m dyp). Regulering av Kvina i forbindelse med kraftutbygging har ført til betydelig mindre vannføring og dårligere vannutskiftning. Dette betyr at dypvannet innenfor Angholmenterskelen er forholdsvis følsomt
for belastning med organisk materiale. Under prøvetakingen ved munningen av Kvina
ble det funnet store mengder med organisk materiale (løv og kvister), noe som sammen
med de store mengdene med flis og bark i Indrevika bidrar til stort oksygenforbruk og
stedvis anoksiske forhold i bunnsedimentene. I følge lokal fisker var det påfallende stor
nedgang i fiskefangsten etter at Kvina ble regulert, noe som peker på at nettopp dette er
en av de mest negative økologiske faktorene i dette fjordbassenget.
.
37 / 78
Fedafjorden - Trinn 2 Risiko- og tiltaksvurdering
6.3
Samlet risikovurdering Indrevika
Foreslåtte miljømål og tilhørende akseptkriterier for Indrevika er utformet for å sikre at
eventuell forurensning i sedimentene ikke skal medføre fare for negative effekter for
økosystemet i Fedafjorden, og heller ikke være til hinder for menneskelige aktiviteter i
Indrevika. Trinn 2 risikovurderingen viser imidlertid at den nåværende forurensningstilstanden i sedimentene i Indrevika fører til en uakseptabel risiko for både miljøet og
menneskers helse. Dette gjelder funn av tungmetallene kvikksølv, kobber og sink og de
organiske stoffene PAH (flere enkeltforbindelser), PCB og TBT.
Spredningsvurderingen viser at det er stor fare for spredning av giftige stoffer fra sedimentet til organismer og sjøvannet. Fysisk spredning av partikkelbundne miljøgifter
gjennom oppvirvling og resedimentering skjer lokalt i farlederområdet men påvirker
sannsynligvis ikke hele det indre bassenget.
Konsum av lokal fisk fra Indrevika kan føre til uakseptable livtidsdoser av benzo(a)pyren og PCB for mennesker. Største risiko for konsum av fisk med høy innhold av
miljøgifter er sannsynligvis når det er stedsbundet fisk (for eksempel torsk) fanget i nærheten av utslippspunket for oppdrettsanlegget og klarvannet fra ENK AS.
En kombinasjon av høye konsentrasjoner av miljøgifter i sedimentet, tildekking med organisk materiale, og dårlig vannutskiftning, fører til lokale anaerobe forhold og stor risiko for økosystemet på sjøbunnen. Toksisitetstesten bekrefter denne alvorlige situasjonen
i sedimentet men viser også at porevannet ikke i særlig grad er påvirket. Lave verdier av
miljøgifter i blåskjell, krabber og fisk viser også at sjøvannet har en akseptabel kvalitet
selv om sedimentene er svært forurenset. Likevel kan høye konsentrasjoner av miljøskadelige stoffer i sedimentet på lang sikt ha negative effekter for alle marine organismer fra bløtbunnsfaunaen og oppover gjennom næringskjeden.
Forslag til lokale miljømål for sedimentene innenfor terskelen ved Angholmen er minimum tilstandsklasse 3 og at tilstandsklasse 2 skal oppnås innen 2021 /7/. Selv om de
fleste miljøgifter brytes ned på en naturlig måte og naturlig sedimentasjon kan dekke til
forurenset sediment, viser kartlegging i 2010 at disse naturlige prosessene ikke er effektive nok til at alt overflatesediment skal være i tilstandsklasse 2 innen 2021. Dette er
også forsøkt synliggjort i beregningstabeller for naturlig nedbrytning av kvikksølv og
PAH i vedlegg C. Tabellene er basert på vurderinger av prosentvis reduksjon fra
1986/1995 til 2010. Årlig prosentvis nedbrytning er så ekstrapolert til 2021 og til årstallet hvor klasse II ventes oppnådd. Det er tatt med de stasjonene som er reprøvetatt i
2010. Utover dette er det i 2010 også kartlagt nye stasjoner hvor det er funnet konsentrasjoner av kvikksølv og PAH i klasse V.
Alle tre trinnene i Trinn 2 risikovurderingen viser også at forurensningstilstanden i dag
er uakseptabelt og at det derfor er behov for å gjennomføre tiltak om det foreslåtte miljømålet skal oppnås. Det anbefales derfor å utarbeide en tiltaksplan som har som ambisjon å oppnå store reduksjoner i stoffekonsentrasjoner i overflatesedimentet i Indrevika.
.
38 / 78
Fedafjorden - Trinn 2 Risiko- og tiltaksvurdering
7
Angholmen
7.1
Aktuell miljøinformasjon
Delområdet Angholmen ligger ved terskelen i Fedafjorden og omfatter både en del av
det indre bassenget og en del av det ytre bassenget. Som vist i figur 19 er det ingen avrenning fra elver inn i delområdet. På grunn av strømningsforholdene kan det være stor
forskjell på vannutskiftningen på innsiden og utsiden av terskelen. Aktuell arealbruk ved
Angholmen er nærings- og industriområde. Kvina Verft Eiendom AS har sin virksomhet
på selve Angholmen (se figur 19). Avgrensningen av delområdet er valgt på grunnlag av
antatt spredningsområde for forurensning som følge av industrielle aktiviteter på
Angholmen.
Figur 19. Et oversiktskart over delområdet Angholmen (ref: kart.kystverket.no).
7.1.1 Geokjemiske data Angholmen
Trinn 1 rapporten sammenfatter resultatene fra 2010 prøvetakingen ved Angholmen /1/.
Følgende geokjemiske data foreligger:
- 5 overflateprøver
- 1 kjerneprøve (SK45)
- 1 toksisitetstest
I Trinn 1 risikovurderingen ble det i toksisitetstesten for delområdet ikke påvist overskridelse av grenseverdiene for Trinn 1. Området kunne likevel ikke friskmeldes mht.
Trinn 1 fordi konsentrasjonene for noen av stoffene i sedimentprøvene oversteg grenseverdiene for Trinn 1 (grensen mellom klasse II og III). For gjennomsnittskonsentrasjoner
av overflateprøvene (og det øverste sjiktet av kjerneprøven SK45) var det overskridelser
for benzo(g,h,i)perylen og kobber. I tillegg til disse stoffene oversteg enkeltkonsentrasjoner av TBT, bly, sink, og indeno(1,2,3,cd)pyren grenseverdiene.
I kjerneprøven SK45 som ble tatt rett ved skipsverftet, var det under 5 cm dybde bakgrunnsverdier for alle stoffer. I det øverste sjiktet (0 - 2 cm) inneholdt kjerneprøven kobber, bly og sink i klasse III til V. Kjerneprøven og overflateprøve S50 ble tatt nært skips-
.
39 / 78
Fedafjorden - Trinn 2 Risiko- og tiltaksvurdering
verftet men ingen var forurenset mht. TBT. Høye konsentrasjoner av TBT ble imidlertid
funnet i prøve S51 som ligger i det ytre bassenget og lengst bort fra skipsverftet. For
PAH-forbindelsene benzo(g,h,i)perylen og indeno(1,2,3,cd)pyren ble de høyeste konsentrasjoner funnet i de mest nordlige prøvene i indre bassenget, men ikke i prøve S50 i
det ytre bassenget. Dette kan tyde på at PAH-forurensningen skyldes spredning fra
Indrevika.
I sammenligning med geokjemiske sedimentdata som foreligger fra perioden 1984 1996 /5/ (2 prøver) viser resultatene fra 2010 at konsentrasjoner av alle miljøskadelige
stoffer har gått ned med minst en tilstandsklasse. I en omfattende undersøkelse av marine
organismer i Fedafjorden i 1984-1985 /9/ ble det tatt en prøve av blæretang ved
Angholmen (St.7) og 2 blåskjellprøver i indre bassenget i nærheten av Angholmen (st. 8
og 12). Begge blåskjellprøvene innehold benzo(a)pyren i klasse IV, mens blæretang ved
selve skipsverftet innehold kobber i klasse III, og bly, sink og krom i klasse II. I 2010 ble
det lett etter blåskjell på de samme stasjonene uten å finne noen. Data fra 1984 - 1996
kan derfor ikke sammenlignes med lokale stasjoner, men blåskjellprøvene tatt i Indrevika og Fedabukta inneholder ikke stoffekonsentrasjoner over klasse II. Det antas at forbedringen av miljøtilstanden i sedimentet også reflekteres i stoffekonsentrasjoner i marine organismer ved Angholmen.
7.1.2 Kvina Verft Eiendom AS
Industrivirksomheten på Angholmen startet i 1916 med produksjon av kalsium-karbid i
elektriske smelteovner. Den virksomhet ble nedlagt i 1921 og fulgt opp med produksjon
av ferrosilisium i perioden 1924 - 1925. På førtitallet ble det i noen år drevet med produksjon av matsopp frem til ca. 1950. I 1965 var Fylkesvei 804 ferdig anlagt og Kvina
Verft ble etablert på Angholmen. Virksomheten har siden den tiden bestått av bygging
og/eller utstyring av nye stålskip. Vedlikehold av eldre skip, inkludert sandblåsing, har
aldri blitt utført på Angholmen. Aksjeselskapet Kvina Verft Eiendom AS ble stiftet i
2004 og er grunneier av industriområdet på Angholmen. Selve skipsverftet er siden 2008
leid ut til Palmer Johnsen Norway AS.
Figur 20. Oversiktsflybilde av skipsverftet på Angholmen (www.norgeibilder.no). Prøvepunkter fra 2004 er
markert i bildet.
.
40 / 78
Fedafjorden - Trinn 2 Risiko- og tiltaksvurdering
Da Kvina Verft i 2004 ville fylle ut et område i sjøen på sørvestlige siden av Angholmen
gjennomførte Interconsult (nå COWI AS) en kartlegging av sedimentene rundt verftet
for å sjekke om disse var forurenset på grunn av skipsverftaktiviteten /15/. Plassering av
de fem sedimentprøvene som ble analysert er vist i figur 20. Resultatene er vist i tabell 6.
Det ble funnet moderate forurensninger med PAH, kobber, sink og bly (i tilstandsklasse
II), men forurensningen med TBT er betydelig (verdiene er i tilstandsklasse III, IV, og
V).
Ved Angholmen kan TBT forurensningen av sjøsedimentet trolig relateres til bygging av
båter på skipsverftet i tiden da TBT fortsatt ble benyttet til bunnstoff. Også skipstrafikken i området kan i stor grad ha bidratt til TBT forurensningen.
Tabell 6. Analyseresultater for sedimentprøvene tatt i 2004 /15/.
.
41 / 78
Fedafjorden - Trinn 2 Risiko- og tiltaksvurdering
7.2
Trinn 2 risikovurdering Angholmen
7.2.1 Resultater beregningsverktøyet
Som i Indrevika er området rundt Angholmen regulert til næringsformål. De stedsspesifikke parametre i beregningsverktøyet baseres derfor på at det i dette delområdet ikke er
tilrettelagt for bading. Med hensyn til arbeidet på skipsverftet og fiske er det muligens
noe hudkontakt med vann (10 d/år). Parametre for inntak av fisk som er fisket i området
er det samme som i Indrevika: 0.025 kg fiskefilet per døgn for voksne og 0.005 kg fiskefilet per døgn for barn.
Ved skipsverftet var det i 2010 liten aktivitet. Antall skipsanløp per år er estimert til 5
skip. Mengde med sediment som oppvirvles ved skipsanløp/avgang vurderes å være
ganske likt Indrevika: ca. 500 kg sediment per skipsanløp. Dette stemmer overens med
en middels sandig-siltig sjøbunn i industrihavn ifølge sjablongverdier i faktaboks 6 i veilederen Ta-2230/2007 /3/.
Resultatene av Trinn 2 beregningene er vist i tabell 7.
7.2.2 Trinn 2A - Risiko for spredning
Delområdet Angholmen ligger på fjordterskelen. Dette gir mulighet for at miljøgifter
med kilde ved Angholmen kan spres både til det indre bassenget og det ytre bassenget,
avhengig av strømningsretningen. Miljøgifter som er partikkelbundet (bl.a. PAHforbindelser) vil trolig sedimenteres i det dype bassenget i Indrevika. Før Kvina ble regulert var det større vannføring i de øvre lagene som i større grad enn i dag muliggjorde en
spredning av partikkelbundet forurensing over terskelen. I dag er det mindre sannsynlig
med spredning utenfor terskelen noe som gjenspeiler seg i lavere PAH-konsentrasjoner i
sedimenter ved Angholmen sammenlignet med tidligere undersøkelser. I spredningsvurderingen bør man derfor være oppmerksom på at PAH-forbindelser sannsynligvis er
stoff som har sin opprinnelse i Indrevika, mens andre stoffer kan ha (tidligere) industrielle aktiviteter på Angholmen som kilde.
Resultatet for spredningsoverskridelser i tabell 7 reflekterer overskridelser av Trinn 1
grenseverdiene. Enkeltkonsentrasjoner for TBT, kobber, sink, bly og benzo(g,h,i)perylen
forårsaker overskridelser av tillat spredning. Imidlertid blir total spredningsrisiko ut av
området bedre reflektert av beregningen av Ftot som baserer seg på gjennomsnittskonsentrasjoner av alle prøvene ("middel"). Da overskrider kobberinnholdet i sedimentet
tillat spredning med 75 % og benzo(g,h,i)perylen med 7 %. Den gjennomsnittlige TBTverdien av sedimentet overskrider ikke grenseverdien for spredning, men det er sannsynlig at konsentrasjonen av TBT i prøve S51 i ytre bassenget er så høy på grunn av spredning fra skipsverftet.
Figur 21 viser fordeling av spredningsmekanismer ved Angholmen. Skipstrafikk er ifølge beregningsverktøyet ubetydelig som årsak til spredning. Fordelingen mellom stoffe
som spres mest gjennom opptak i organismer og stoffer som spres som følge av biodiffusjon, er som i Indrevika. Tungmetallene og PAH-forbindelsene fra naftalen til pyren
samt TBT spres mest ved biodiffusjon. De øvrige PAH-forbindelsene (tyngst løselige)
samt PCB-kongenene spres lettest ved opptak i bunnlevende organismer. Innhold av
TOC i sedimentene ved Angholmen er en god del lavere enn i Indrevika, og dette gir
større potensial for utlekking ved Angholmen.
.
42 / 78
Fedafjorden - Trinn 2 Risiko- og tiltaksvurdering
Tabell 7. Resultater av Trinn 2 risikovurderingen for Angholmen med beregningsverktøyet.
.
43 / 78
Fedafjorden - Trinn 2 Risiko- og tiltaksvurdering
Figur 21. Graf som viser fordelingen av spredningsmekanismer for hvert stoff ved Angholmen.
7.2.3 Trinn 2B - risiko for human helse
Da de stedsspesifikke parametre for kontakt mellom mennesker og sediment, vann og
partikulært materiale, er det samme som for Indrevika, er også resultatet ganske likt.
Fordelingen mellom eksponeringsmekanismer er som vist i figur 22.
Praktisk talt all eksponering skjer gjennom inntak av fisk (antatt at det ikke konsumeres
skalldyr og skjell pga. kostholdsrådet). Både benzo(a)pyren og Sum PCB7 overskrider
den tillatte grenseverdien for human helse basert på gjennomsnittlige konsentrasjoner i
sedimentet ved Angholmen. Ingen av stoffene overskrider Trinn 1 grenseverdiene men
likevel gir de store overskridelser for human helse. Dette skyldes at Trinn 1 grenseverdiene kun tar hensyn til økologisk toksisitet og ikke human helse. Både PCB og benzo(a)pyren er stoffer som er svært toksiske for mennesker (det vises til vedlegg A).
.
44 / 78
Fedafjorden - Trinn 2 Risiko- og tiltaksvurdering
Figur 22. Graf som viser fordelingen av eksponeringsmekanismer til mennesker for hvert stoff ved Angholmen.
7.2.4 Trinn 2C - risiko for økologiske effekter
Ut fra Trinn 1 risikovurderingen var det flere stoff som overskred grenseverdiene og som
da vurderes å utgjøre en risiko for økosystemet. Ved Angholmen gjelder dette spesielt
for kobber og benzo(g,h,i)perylen som det ble påvist for høye gjennomsnittskonsentrasjoner for. Beregningen av porevannskonsentrasjoner i Trinn 2 viser at også TBT og
nikkel gir for høye konsentrasjoner i porevannet (se tabell 7). Det blir ekstreme utslag for
TBT på grunn av svært høy vannløslighet (lav Kd koeffisient).
Det ble imidlertid ikke påvist noen overskridelser av grenseverdiene i toksisitetstesten
for sediment og porevann. Dette tyder på at den virkelige økologiske risikoen er mye
lavere enn beregnet ut fra enkeltkonsentrasjoner i sedimentprøvene (beregninger basert
på store sikkerhetsmarginer). De fleste sedimentprøvene ved Angholmen innehold både
børstemark og skjell, og det var ingen lukt av H2S. Dette tyder på at oksygenforhold i
vannet er bra og at biodiversiteten ikke er påvirket av forurensningstilstanden. En detaljert biologisk studie av alle marine organismer vil være nødvendig for å kunne bekrefte
dette.
.
45 / 78
Fedafjorden - Trinn 2 Risiko- og tiltaksvurdering
7.3
Samlet risikovurdering Angholmen
I akseptkriteriene er delområdet Angholmen delt i to: 1) sedimentene innenfor terskelen i
indre bassenget aksepteres i klasse III (men klasse II tilstrebes innen 2021), 2) sedimentet utenfor terskelen skal minimum være i klasse II.
Prøvene innenfor terskelen overskrider akseptkriteriene for noen PAH-forbindelser (benzo(g,h,i)perylen og indeno(1,2,3,cd)pyren i klasse III). Utenfor terskelen er det for høye
konsentrasjoner av kobber (klasse IV) og TBT (klasse V).
Trinn 2 beregningene viser overskridelser for både spredning og human helse. Stoffene
som overskrider grenseverdiene for human eksponering (benzo(a)pyren og PCB) er
imidlertid stoffer som gir en overskridelse mht. human eksponering selv om alle målte
konsentrasjoner er på bakgrunnsnivå. Konsentrasjoner av disse stoffene overskrider ikke
klasse II ved Angholmen. Med den nåværende arealbruken ved Angholmen vurderes det
derfor at risikoen for mennesker er liten i forhold til eksponering fra sediment.
Risikoen for spredning fra Angholmen gjelder spesielt bly (SK45), kobber (SK45 og
S51), TBT (S51) og benzo(g,h,i)perylen (S4 og S52). Den høye verdien for bly og kobber er påvist i havnebassenget ved skipsverftet, TBT et stykke sør for verftet, og benzo(g,h,i)perylen ved Fedabrua og rett nord for terskelen. De høye verdiene for TBT og
kobber sør for verftet kan skyldes strømningsforhold og at den bratte undersjøiske skråningen kan føre til at sediment beveger seg fra terskelen nedover i det ytre bassenget. I
tillegg kan biodiffusjon i det øverste sedimentlaget føre til at miljøgifter blir tatt opp av
organismer eller løser seg opp i vannet.
Økologisk risiko anses som relativt lav da både resultatene av toksisitetstesten og observasjoner av biologisk mangfold i sedimentet tilsier at forurensningstilstanden i sedimentet ved Angholmen ikke er alvorlig nok til å påvirke økosystemet negativt.
Etter 2004 /15/ er det ikke gjennomført ytterligere miljøundersøkelser ved industriområdet på Angholmen. Det foreligger derfor ingen dokumentasjon som kan avklare om det i
dag finnes aktive kilder ved skipsverftet som kan gi forurensning i sjøen. Det er imidlertid ingen mistanke om nedgravd avfall eller annen grunnforurensing på verftsområdet.
Det er derfor grunnlag for å anta at det på sikt vil skje en naturlig nedbrytning/tildekking
av sedimentene ved Angholmen slik at kvaliteten på sedimentene vil nærme seg tilstandsklasse II. Det vurderes derfor at det ikke er nødvendig å utarbeide en tiltaksplan
for delområdet Angholmen. For å følge med at utviklingen går i positiv retning anbefales
det å gjennomføre videre overvåking av miljøtilstanden i sedimentet og i marine organismer.
.
46 / 78
Fedafjorden - Trinn 2 Risiko- og tiltaksvurdering
8
Fedabukta
8.1
Aktuell miljøinformasjon
Som vist i figur 23 er Fedabukta det største delområdet i risikovurderingen. I sørvestlige
retning (vestre side i figur 22) mot det ytre bassenget er det ikke noen terskel eller annen
naturlig avgrensning av influensområdet. Avgrensningen av delområdet er derfor valgt
på grunnlag av størrelsen av det kartlagte området mht. innsamlede geokjemiske data.
Størst ferskvanntilførsel kommer fra Fedaelva som munner ut på nordsiden av Fedabukta
med en midlere vannføring på 10 m3/s. Nedre delen er elvebredden er bebygd med særegen gamle trehus og naust. Ved munningen av Fedaelva er det småbåthavn og boligområde. Arealbruk i strandsonen i resten av delområdet er som LNF-område. Ved Sandebukta/Bineset er strandområdet tilrettelagt for bading. Det er også avrenning av ferskvann til fjorden via Sagevassdraget. Midlere vannføring i Sagelva er ca. 1 m3/s
(www.nve.no).
Figur 23. Et oversiktskart over største parten av delområdet Fedabukta (ref: kart.kystverket.no).
8.1.1 Geokjemiske data Fedabukta
Geokjemiske data som foreligger fra 2010 er:
- 7 overflateprøver
- 1 kjerneprøve (SK40)
- 5 blåskjellprøver
- 1 toksisitetstest
Resultatene er diskutert i detalj i Trinn 1 rapporten /1/. Både i overflateprøvene og i
kjerneprøven var konsentrasjoner av de fleste stoff i klasse I eller II. TBT-verdiene i sedimentet var forhøyet men likevel under grenseverdien for Trinn 1 (35 µg/kg). Heller
ikke i toksisitetstesten for delområdet ble det påvist overskridelser av grenseverdiene for
Trinn 1. Likevel kunne delområdet ikke friskmeldes mht. Trinn 1 risikovurderingen på
grunn av at det i samtlige sedimentprøver ble påvist overskridelser av en eller flere PAHforbindelser. For gjennomsnittskonsentrasjoner av overflateprøvene (og det øverste sjiktet av kjerneprøven SK40) var det overskridelser for benzo(g,h,i)perylen (467 %) og indeno(1,2,3,cd)pyren (161 %). I kjerneprøven SK40 ble disse stoff påvist i henholdsvis
.
47 / 78
Fedafjorden - Trinn 2 Risiko- og tiltaksvurdering
klasse IV og III til en dybde på 25 cm, med unntak av sjiktet på 5 - 10 cm dyp hvor det
ble funnet bakgrunnsverdier av disse stoffene. De høyeste PAH-verdiene ble påvist i
prøven S48 som også hadde det høyeste innholdet av organisk karbon (TOC 28.2 %).
Denne prøven er tatt av brunlige masser (sagspon) på 21 m dyp i den vestlige delen av
Fedabukta.
Fra perioden 1984 - 1996 /5/ foreligger det noen få sedimentprøver som ble tatt i midten
av fjorden (S5, S14 og S15), men ikke i selve Fedabukta. En sammenligning av dataene
på disse prøvetakingsstedene viser at stoffkonsentrasjoner enten har gått en klasse ned
eller er i samme klasse som før.
Blåskjellprøvene i 2010 innehold ikke stoffekonsentrasjoner over klasse II. Den ytterste
blåskjellprøven (F12) innehold kun krom i klasse II og bakgrunnsverdier for alle andre
stoffer. De andre blåskjellprøvene inneholdt 1 til 3 stoff (krom, arsen, Sum PAH16 og
bly) i klasse II. Ved stasjon 6 (Fredlaustona/Bines) ble det også tatt blåskjellprøver i
1984 /9/ og 1994 /10/. Blåskjell på lokaliteten innehold i 1984 flere tungmetaller i klasse
II og i 1994 fortsatt benzo(a)pyren i klasse IV. I 1984 ble det også funnet benzo(a)pyren
i klasse IV i 2 andre blåskjellprøver i ytre bassenget, stasjon 13 ved Værtødna, Rørvik,
og stasjon 5 ved Sveigenes. Den siste stasjonen ligger helt ytterst i Fedafjorden. I 2010
innehold blåskjell ved st. 6 kun arsen i klasse II. I 2010 var det ikke mulig å finne blåskjell ved stasjon 5 og 13. Miljøtilstanden i blåskjellene har dermed bedret seg betydelig
mellom 1984 og 2010. Det foreligger lite data for fisk og andre marine organismer i det
ytre bassenget. I 1994 ble det tatt prøver av både fisk og krabbe i det ytre bassenget. Det
ble konkludert at PAH-innholdet var forholdsvis lavt i fisk og krabber og at det ikke var
noen markerte forskjeller mellom indre og ytre fjordbasseng /10/.
8.1.2 Kilder til forurensning ved Fedabukta
Det er ikke industriell aktivitet innenfor delområdet Fedabukta, men spredning av miljøskadelige stoffer fra industriområdet på Angholmen til det ytre bassenget er en mulighet (jfr. kap. 7.3). Det anses som lite sannsynlig at vannet i Fedaelva er vesentlig forurenset. Mulige utslippskilder ved elva er utslipp av avløpsvann fra Feda, tjære som er
brukt på de gamle båthus langs Fedaelva (mulig kilde for PAH), samt bunnsmøring av
småbåter som kan medføre utslipp av metaller og TBT.
En annen mulige forurensningskilde med utslipp til Fedafjorden er sigevann fra Fosselandsheia avfallsplass, som har avrenning via Sagevassdraget. Det er dog lite sannsynlig
at deponiet kan ha vesentlig negativ betydning for Fedafjorden. Resultatene av en miljørisikovurdering utført i 2004 /12/ viste at det ikke skjer betydelig utslipp av diffust sigevann fra deponiet til Sagevassdraget. Det kontrollerte utslippet av sigevannet fortynnes
med en faktor 1:500 når det blandes med bekkevann før det renner ned i Sagevassdraget.
Det alkaliske sigevannet hever pH i det forsurete vassdraget, og dette har økt fiskebestanden nedstrøms/12/. Dessuten blir en stor del av tungmetallene i sigevannet utfelt og
holdt tilbake i bekkeleiet. Mengden av miljøgifter fra deponiet som når Fedafjorden er
derfor vurdert som ubetydelig.
I Trinn 1 rapporten /1/ ble PAH-profiler av sedimentprøvene i Fedabukta sammenlignet
med en profil av sigevannssediment fra Fosselandsheia og to kreosotprofiler. Kreosotprofilene gjenspeiler tjæresammensetning som har vært vanlig å bruke på bl.a. de gamle
båthusene ved Fedaelva. Sedimentprofilene lignet mest på profilene av sigevannssedimentet fra Fosselandsheia, som er deponiet til ENK AS. Sigevannssedimentet har et
.
48 / 78
Fedafjorden - Trinn 2 Risiko- og tiltaksvurdering
PAH-profil som tilsvarer røkslammet og PAH i klarvann som slippes ut fra smelteverket
i Indrevika. Avrenning fra deponiet på Fosselandsheia har imidlertid utløp til Fedafjorden via Sagebekken, som munner ut i fjorden et stykke sørvest for Fedabukta, og her ble
det påvist lave konsentrasjoner av PAH i sedimentene. Det anses dermed som usannsynlig at sigevann fra deponiet er kilde til PAH-forurensningen i Fedabukta. Den mest sannsynlige forklaringen er da at PAH-forurensningen i Fedabukta skylder tidligere spredning fra Indrevika i tiden før Kvina ble regulert og vannføringen i de øvre lagene var stor
nok til å muliggjøre spredning av partikkelbundet forurensing over terskelen ved
Angholmen.
8.2
Trinn 2 risikovurdering Fedabukta
8.2.1 Resultater beregningsverktøyet
De stedsspesifikke parametre som blir brukt i beregningsverktøyet for Fedabukta er markert forskjellig fra de som ble brukt for delområdene Indrevika og Angholmen. Dette på
grunn av at Fedabukta ikke er regulert til næringsformål, men til bolig- og LNF-område.
Rundt Fedabukta er det flere hytter, og det er populært med bading og småbåtliv om
sommeren. I beregningsverktøyet er det lagt inn at en person 30 dager i året kan være i
kontakt med vann og sediment (dette er lik sjablongverdien). Når det gjelder fiske er dette vurdert likt som i resten av fjorden (de som fisker benytter gode fiskeplasser fordelt
over hele Fedafjorden) og parametre for inntak av fisk er derfor de samme som i Indrevika og Angholmen: 0.025 kg fiskefilet per døgn for voksne og 0.005 kg fiskefilet per
døgn for barn.
Da farleder i Fedabukta og småbåthavnen ikke er egnet for store båter er antall skipsanløp i året satt til 0. Beregningsverktøyet baseres seg på at kun store skip kan forårsake
oppvirvling og spredning av sediment. Det er antatt at småbåter ikke påvirker turbiditeten i vannet utenfor småbåthavnen og kun virvler opp ca. 15 kg sediment i selve havnen
ved anløp/avgang.
Resultatene av Trinn 2 beregningene er vist i tabell 8.
8.2.1 Trinn 2A - Risiko for spredning
Delområdet Fedabukta ligger i det ytre bassenget av Fedafjorden som har en åpen forbindelse med Stolsfjorden og havet. På grunn av strømningsforhold i topplaget (Kvina
fører overflatevann ut fjorden) og terskelen ved Angholmen kan de miljøskadelige stoffer spre seg med vannstrømningen fra Fedabukta mot havet. Som diskutert før ser det ut
at partikkelbundne PAH-forbindelser har blitt ført over terskelen med vannstrømninger i
det øverste vannlaget og spredt seg fra Indrevika til den ytre fjorden. Den estuarine sirkulasjonen kan motvirke spredningsretningen, men det antas at den dominerende faktoren for fysisk spredning av sediment (gjennom suspending og resedimentering) er drevet
av tyngdekraften. Spredningsretningen er da avhengig av undersjøisk topografi og vil
være i sørvestlige retning mot det åpne havet.
Resultatet for spredningsoverskridelser i tabell 8 viser det samme som overskridelser av
Trinn 1 grenseverdiene. Enkeltkonsentrasjoner for både benzo(g,h,i)perylen og indeno(1,2,3,cd)pyren fører til at Ftot overskrider tillatt spredning med henholdsvis 193% og
29%. Gjennomsnittskonsentrasjoner av benzo(g,h,i)perylen i sedimentprøvene gir en 3%
overskridelse i forhold til tillatt spredning.
.
49 / 78
Fedafjorden - Trinn 2 Risiko- og tiltaksvurdering
Tabell 8. Resultater av Trinn 2 risikovurderingen for Fedabukta med beregningsverktøyet.
.
50 / 78
Fedafjorden - Trinn 2 Risiko- og tiltaksvurdering
Figur 24. Graf som viser fordelingen av spredningsmekanismer for hvert stoff i Fedabukta.
Figur 24 er en graf som viser fordeling av spredningsmekanismer i Fedabukta slik det er
beregnet i KLIFs beregningsverktøy. Her ses det at skipstrafikk ikke påvirker spredning i
dette delområdet da det ikke er vurdert som aktuelt med skipstrafikk. På grafen kan man
se at den dominerende spredningsmekanismen for benzo(g,h,i)perylen og indeno(1,2,3,cd)pyren er Forg. Dette er spredning gjennom opptak av miljøgifter i bunnlevende organismer som filtrerer sedimentet for opptak av næringsstoffer. Resultater fra toksisitetstesten tilsier at både sedimentet og porevannet i Fedabukta ikke er toksisk, noe som
tyder på at beregningsverktøyet vurderer forholdene mer alvorlig enn de er. Den mest
sannsynlige spredningsmekanismen for partikkelbundne PAH-forbindelser i Fedabukta
er antageligvis vannstrømmer som er sterke nok til å suspendere sedimentet og føre det
med i strømningsretningen. Dette er sannsynligvis årsaken til at også prøvene som ligger
lengst ut mot havet er forurenset mht. PAH-forbindelser (for eksempel S5 og S15). Det
antas at den slags sedimentspredning spesielt har foregått tidligere da vannføringen i
Kvina var uregulert og mye større. Basert på resultatene i beregningsverktøyet og den
nåværende vannføringssituasjonen anses risiko for spredning fra Fedabukta i dag å være
svært lav.
8.2.2 Trinn 2B - risiko for human helse
Ved bading i Fedabukta kan voksne og barn på flere måter eksponeres for miljøskadelige
stoffer i sedimentet. Figur 25 viser for hvert stoff en fordeling av mulige eksponeringsmekanismer i Fedabukta. Selv om det fiskes lite er direkte inntak av fisk fortsatt den
dominerende faktoren i eksponeringsfordelingen. Største fare for eksponering for de fleste tungmetaller er ved direkte inntak av sediment. Resultatene av beregningsverktøyet i
tabell 9 viser imidlertid at det er benzo(a)pyren og PCB som overskrider tillatte grenseverdier for human helse basert på gjennomsnittlige konsentrasjoner i sedimentet i Feda-
.
51 / 78
Fedafjorden - Trinn 2 Risiko- og tiltaksvurdering
bukta. Overskridelsene basert på gjennomsnittskonsentrasjoner er henholdsvis 750 % og
37 %. Sum PCB7 er imidlertid ikke påvist over klasse I (bakgrunn) og benzo(a)pyren er i
klasse II ("god") i alle sedimentprøvene. Stoffene overskrider dermed ikke Trinn 1 grenseverdiene men gir likevel store overskridelser for human helse. Dette skyldes at Trinn 1
grenseverdiene kun tar hensyn til økologisk toksisitet og ikke human helse. Både PCB
og benzo(a)pyren er stoffer som er svært toksiske for mennesker.
Klassifiseringssystemet som brukes er basert på effekter, hvor klassegrensene representerer en forventet økende grad av skade på organismesamfunn. Klasse 1 (bakgrunn) for
PCB er på 5 µg/kg. I Fedabukta er PCB konsentrasjonen < 0,7 µg/kg ved fem stasjoner,
og 1 til 5 µg/kg på de to siste. Når PCB-nivået er under deteksjonsgrense er det som
standard lagt inn halve deteksjonsgrensen for PCB i regnearket (0,35 µg/kg). Selv disse
lave konsentrasjonen gir overskridelser for PCB. Siden den reelle konsentrasjonen av
PCB kan ligge fra 0 til 0,7 µg/kg kan en ikke med sikkerhet si noe om risiko for human
helse i Fedabukta mht. PCB, men mest sannsynlig er den meget liten.
Figur 25. Graf som viser fordelingen av eksponeringsmekanismer til mennesker for hvert stoff i Fedabukta.
8.2.3 Trinn 2C - risiko for økologiske effekter
Trinn 1 risikovurderingen påviste at enkeltkonsentrasjoner av flere PAH-forbindelser
overskred grenseverdiene for Trinn 1 (grensen mellom klasse II og III). PAHforbindelsene benzo(g,h,i)perylen og indeno(1,2,3,cd)pyren utgjør den største risikoen
for økologiske effekter da også gjennomsnittskonsentrasjonene overskrider grenseverdiene for Trinn 1 med henholdsvis 467% og 161%. Beregnede porevannskonsentrasjoner
for flere stoff (basert på gjennomsnittskonsentrasjoner) overskrider PNEC-verdiene for
.
52 / 78
Fedafjorden - Trinn 2 Risiko- og tiltaksvurdering
vann (konsentrasjonen i vann som ikke vil gi negative effekter på økosystemet). Som
vist i tabell 9 er disse stoffene TBT, benzo(g,h,i)perylen, pyren og kobber. Det blir store
utslag for TBT på grunn av svært høy vannløslighet (lav Kd koeffisient).
I toksisitetstesten ble det imidlertid ikke påvist noen overskridelser av grenseverdiene for
sediment og porevann /1/. Dette tyder på at den virkelige økologiske risikoen er mye lavere enn beregnet ut fra enkeltkonsentrasjoner i sedimentprøvene (beregninger basert på
store sikkerhetsmarginer). Stoffekonsentrasjoner i blåskjellprøvene fra Fedabukta overskrider ikke klasse II. Observasjoner av børstemark og skjell i alle sedimentprøvene i
Fedabukta tilsier også at biodiversiteten ikke er påvirket negativt av miljøtilstanden. Som
ved Angholmen, vil en detaljert biologisk studie av alle marine organismer være nødvendig for å kunne bekrefte at miljøtilstanden av sedimentet i Fedabukta ikke utgjør en
risiko for økosystemet.
8.3
Samlet risikovurdering Fedabukta
Foreslåtte miljømål for delområdet Fedabukta (og ytre Fedafjorden) er at vannkvaliteten
skal være slik at det ikke er begrensninger på bruken av fjorden både med hensyn til rekreasjon og næring. Dette betyr at vannkvaliteten skal være innenfor kriteriene for tilstandsklasse 2 og stoffkonsentrasjoner i sedimentene skal være minimum tilstandsklasse
II. Utenom toksisitetstesten på porevann er det i denne undersøkelsen ikke innhentet data
for vannkvaliteten. Porevannet i sedimentet i Fedabukta er analysert uten at de er funnet
noen toksiske effekter. Som beskrevet i Trinn 1 rapporten /1/ er det enkelte PAHforbindelser som er i klasse III, IV og V. Dette gjelder spesielt benzo(g,h,i)perylen og
indeno(1,2,3,cd)pyren. I spredningsvurderingen ble det påvist at det er liten risiko for
ytterligere spredning av disse stoffene. De utgjør heller ikke en risiko for human helse.
Med hensyn til gjennomsnittskonsentrasjoner er det kun for benzo(g,h,i)perylen at det er
beregnet en liten overskridelse (5.7 %) av tillatte porevannskonsentrasjoner. Basert på
dette er vår vurdering derfor at stoffene som overskrider akseptkriteriene for Fedabukta
(klasse II) i praksis ikke utgjør noen reell fare mht. spredning, human helse og økosystemet.
Økologisk risiko i Fedabukta anses som relativt lav da både resultatene av toksisitetstesten, blåskjellprøvene og observasjoner av biologisk mangfold i sedimentet tilsier at forurensningstilstanden i sedimentet ikke er alvorlig nok til å påvirke økosystemet negativt.
Resultatene fra beregningsverktøyet viste at største fare for human helse kommer fra
eksponering til benzo(a)pyren og PCB. Begge stoffene finnes imidlertid i så lave konsentrasjoner i sedimentet i Fedabukta at resultatet mer gjenspeiler den antatt høye toksisitetsgraden for human helse enn stoffenes tilstedeværelse i bukta.
Resultatene tyder på at PAH-forurensningen i Fedabukta opprinnelig var forårsaket av
(tidligere) spredning fra Indrevika. Som følge av mindre vannnføring i Kvina er trolig
transport av miljøgifter over terskelen ved Angholmen sterkt redusert. Naturlige prosesser som biologisk nedbryting av miljøgifter og tildekking av forurenset sjøbunn med ny
sediment fra Fedaelva, vil antageligvis i framtiden føre til akseptable konsentrasjoner i
sedimentene i Fedabukta. Det vurderes derfor at det ikke er nødvendig å utarbeide en
tiltaksplan for delområdet Fedabukta. For å følge med at utviklingen går i positiv retning
anbefales det å gjennomføre videre overvåking av miljøtilstanden i sedimentet og i marine organismer.
.
53 / 78
Fedafjorden - Trinn 2 Risiko- og tiltaksvurdering
9
Samlede konklusjoner og anbefalinger Risikovurdering Trinn 2
I denne rapporten er det utført en Trinn 2 risikovurdering for hvert delområde i Fedafjorden. Riskovurderingen er gjort i tre trinn: risiko for spredning, risiko for human helse, og
risiko for økosystemet. KLIFs beregningsverktøy /3/ er blitt anvendt til å beregne kvantitative overskridelser for stoffene iht. stedsspesifikke parametre, sedimentkonsentrasjoner
og toksisitetstester. Beregningsverktøyet baseres på store sikkerhetsmarginer og resultatene er dermed konservative mht. risiko. Risikovurderingen er imidlertid også basert på
kvalitative faktorer som inkluderer feltobservasjoner av biologisk mangfold i sedimentet,
blåskjellprøvene, og vurderingen av hvorvidt tidligere forurensningskilder fortsatt er aktive.
Indrevika
Som det fremgår av resultatene i Trinn 1 risikovurdering ble det påvist at forurensningstilstanden i sedimentene i delområdet Indrevika utgjør den største risikoen mht. spredning, human helse og økosystemet. Situasjonen skylder i stor grad tidligere utslipp av
miljøgifter fra Eramet Norway Kvinesdal AS og industriaktiviteten ved Borregaard Trælandsfos, og sedimenttransport i Kvina. Prøvetaking av sediment i Kvina har vist lavere
konsentrasjoner av molybden i elvesedimentene sammenlignet med sedimentene i fjorden. Etter at elven ble regulert er den i langt mindre grad en aktiv sedimentkilde. ENK
AS har oppnådd store reduksjoner i sine utslipp av PAH til fjorden og er derfor nå en
betydelig mindre kilde enn tidligere. Borregaard Trælandsfos AS avsluttet sin virksomhet i området i 1981.
Imidlertid er det slik at selv om tidligere forurensningskilder ikke lenger er aktive, er det
i sedimentet i Indrevika lagret store mengder med miljøgifter. Følgende forbindelser er
funnet i klasse IV og V: flere PAH-forbindelser, kvikksølv, bly, kobber, sink og TBT.
Mange av miljøgiftene er lite vannløslige og kan derfor over lang tid lekke ut giftstoffer i
vannet. Dette har potensial til å påvirke miljøtilstanden i fjorden over en lang tidshorisont. Selve sjøbunnen i Indrevika er dermed en kilde til forurensning for resten av fjorden. Oppvirvling av sediment på grunn av skipstrafikk og sterke vannstrømninger øker
faren for spredning til resten av fjorden, samt at det forsinker naturlige sedimenteringsprosesser som over tid vil tildekke den forurensede sjøbunnen.
Det er foreslått at lokale akseptkriterier og miljømål for Indrevika skal være at sedimentene skal være minimum tilstandsklasse III, men oppnå minimum tilstandsklasse II innen
2021 /7/. I løpet av de siste 30 årene har det vært betydelige reduksjon i konsentrasjoner
av miljøgifter i Indrevika. Stedvis høye konsentrasjoner i overflatesediment selv etter at
landkildene i stor grad har opphørt tyder imidlertid ikke på at miljømålet kan oppnås
gjennom naturlige prosesser innen 2021. Det anbefales derfor å utarbeide en tiltaksplan
for Indrevika med formål å redusere stoffekonsentrasjoner i overflatesedimentet slik at
ønsket miljømål kan oppnås innen 2021.
Angholmen
Delområdet Angholmen ligger på terskelen mellom indre og ytre Fedafjorden, noe som
kompliserer tolkningen av resultatene fra Trinn 2 risikovurderingen i beregningsverktøyet. PAH-forbindelser er transportert fra Indrevika til nordsiden (innsiden) av terskelen og
har medført at sedimentet der overskrider akseptkriteriene for det indre bassenget (klasse
III). Aktiviteter på Angholmen har trolig vært kilde til TBT- og kobberforurensning som
er funnet i det ytre bassenget og overskrider akseptkriteriene der (klasse II).
.
54 / 78
Fedafjorden - Trinn 2 Risiko- og tiltaksvurdering
I risikovurderingen er det ved den aktuelle arealbruken funnet at det er liten risiko for
human helse. Imidlertid overskred stoffene benzo(a)pyren og PCB grenseverdiene for
human helse i beregningsverktøyet. Da disse stoffer overskrider grenseverdiene selv om
alle konsentrasjoner er i klasse I/II vurderes det at det gjenspeiler den høye toksisitetsgraden av disse stoffene men ikke den reelle forurensningstilstanden i sedimentet (de
fleste verdier for PCB er under deteksjonsgrensen). Det vurderes også å være liten risiko
for økologiske effekter da toksisitetstesten ikke påviste noen overskridelser, og observasjoner av sedimentene tilsa at biodiversiteten var bra. På grunn av strømningsforhold og
en bratt undersjøisk skråning kan det være noe fare for spredning av forurenset sediment
fra terskelen nedover i det ytre bassenget.
På grunnlag av disse vurderingene er det ikke nødvendig å utarbeide en tiltaksplan for
delområdet Angholmen. Tiltak i Indrevika vil redusere spredning av PAH-forbindelser
utover i fjorden. Selve skipsverftet på Angholmen anses i begrenset grad å være en aktiv
kilde til forurensning av TBT og tungmetaller. Likevel anbefales det å overvåke miljøtilstanden i sedimentet og i marine organismer, spesielt like utenfor terskelen, for å kontrollere at miljøtilstanden i delområdet utvikler seg i riktig retning.
Fedabukta
Sedimentene i delområdet Fedabukta i det ytre fjordbassenget er minst påvirket av miljøgifter. Noen høye verdier av PAH-forbindelser i sedimentet antas å komme fra tidligere spredning av disse stoffene fra Indrevika. Etter reguleringen av Kvina ble vannføringen sterkt redusert, slik at det i dag mest sannsynlig ikke er noe aktiv spredning av miljøgifter fra Indrevika til Fedabukta. Trinn 2 risikovurderingen har vist at det er liten eller
ingen fare for spredning av miljøgifter ut av området. I beregningsverktøyet har stoffene
benzo(a)pyren og PCB gitt overskridelser av grenseverdiene for human helse. Som ved
Angholmen gjenspeiler dette trolig ikke den reelle risikoen for human helse (konsentrasjon av benzo(a)pyren lav og PCB på bakgrunnsnivå). Risiko for økologiske effekter i
Fedabukta vurderes også til å være lav da både toksisitetstesten, blåskjellprøvene og observasjoner av biologisk mangfold i sedimentet, tilsier at økosystemet har en god tilstand.
Akseptkriteriet for delområdet er at alle stoffer skal være i minimum tilstandsklasse II
utenfor terskelen /7/. Dette er ikke oppnådd i 2010. Likevel anses det at miljøtilstanden i
sedimentet ikke utgjør noen risiko for mennesker ved aktuelt arealbruk, som inkluderer
rekreasjon og næring. Ved at kilden er stoppet vil naturlige prosesser som biologisk nedbryting av miljøgifter og tildekking av forurenset sjøbunn med ny sediment fra Fedaelva,
antageligvis i framtiden føre til akseptable konsentrasjoner i sedimentene i Fedabukta.
Det vurderes derfor at det ikke er nødvendig å utarbeide en tiltaksplan for delområdet
Fedabukta. Det anbefales å overvåke miljøtilstanden i sedimentet og i marine organismer
for å følge med at utviklingen går i positiv retning.
.
55 / 78
Fedafjorden - Trinn 2 Risiko- og tiltaksvurdering
10
Tiltaksvurderinger
10.1
Foreslåtte miljømål for området
Kvaliteten på sedimentene i fjorden utenfor terskelen ved Angholmen skal være minimum tilstandsklasse 2. For sedimentene innenfor terskelen ved Angholmen skal kvaliteten være minimum tilstandsklasse 3, men tilstandsklasse 2 skal oppnås innen 2021. Se
ellers kap. 4.
For å oppnå dette foreslåtte miljømålet er det nødvendig å gjennomføre en grundig analyse for å vurdere hvilke tiltak som kan være aktuelle for å begrense utlekking av miljøgifter fra de forurensede sedimenter i Indrevika. Aktuelle tiltak kan være mudring eller
tildekking av de forurensede sedimentene.
10.2
Karakterisering av bunnareal
Størrelsen på tiltaksområdet i Indrevika er beregnet til ca. 500 000 m2. Dette arealet avgrenser område med prøvestasjoner hvor det er påvist miljøgiftkonsentrasjoner over tilstandsklasse III. I figur 26 er arealet på det foreslåtte tiltaksområdet avgrenset med en
rød linje.
Figur 26: Avgrensning av tiltaksområdet i delområde Indrevika, vist med rød linje (ref:
kart.kystverket.no).
.
56 / 78
Fedafjorden - Trinn 2 Risiko- og tiltaksvurdering
10.2.1 Batymetri
Med hensyn til batymetri er det gjort følgende beregninger for hvor stort areal som finnes på de forskjellige vanndypene:
0 -15 m dyp:
> 15 m dyp:
80 000 m2
420 000 m2
Om vanndypet er større eller mindre enn 15 m har betydning for valg av utstyr for eksempel i forbindelse med tildekking av forurensede sedimenter. I figur 27 er det vist en
3D-modell som visualiserer vanndypet i tiltaksområdet.
Figur 27: 3D-visualisering av vanndyp i tiltaksområdet.
10.2.2 Strømforhold
Det er vanntilførsel til Indrevika fra minst 5 steder: elva Kvina, bekken som renner langs
Borregaard- deponiene, bekken som renner ut ved Kleven bryggen, utslipp av "klarvann"
og overvann fra ENK AS og utslipp fra oppdrettsanlegget.
Kvina er regulert og vil derfor ha en relativt jevn vannføring utenom perioder med mye
nedbør og snøsmelting. Utstrømmende overflatevann vil presse ferskt overflatevann utover fjorden. Dette vil trolig danne en strøm (bakevje) i Indrevika som fører vann langs
det tidligere området til Borregaard Trælandsfos AS og nordover mot ENK AS og videre
forbi kaianlegget til strømmen møter utløpet av Kvina. Dette vil være en overflatestrøm
som i liten grad vil erodere og transportere sedimenter på sjøbunnen.
Med hensyn til dypere strømmer er det typisk for fjorder at det går en bunnstrøm med
saltvann inn langs fjordbunnen og en overflatestrøm med ferskt/brakt vann ut fjorden.
Den dypere bunnstrømmen vil ha lite eroderende kraft og således mest sannsynlig føre til
lite oppvirvling av bunnsedimenter.
10.2.3 Brukerinteresser
Landområdene er regulert til næring og industri. Det finnes ikke noe offentlig badested i
området. I 2011 er det startet reguleringsarbeid for området rundt Indrevika. Området
skal fremdeles brukes til nærings- og industriformål.
.
57 / 78
Fedafjorden - Trinn 2 Risiko- og tiltaksvurdering
Skipstrafikk
Skipstrafikken til og fra ENK AS og Kleven Brygge kan føre til oppvirvling av sedimenter og spre forurensning over større områder. Dette kan føre til at miljøgifter lekker ut i
vannet og blir lettere tilgjengelig for opptak i organismer. Oppvirvling av sediment kan
skje på grunn av propell- og vannjetmotorer, samt hiving og haling av anker. Dette medfører at det påvirkete sjøbunnsområdet ikke bare er ved siden av kaiene men også i hele
farleden hvor skipene manøvrerer. Vanligvis har propellene bare effekt til en dybde på
20 - 25 m. Det er ca. 400 skipsanløp i året til ENK AS sitt kaianlegg og Kleven- bryggen. Ved ENK AS er det i løpet av året normalt med 260 - 300 båtanløp. Båtene varierer
i størrelse fra 1000 - 5000 tonn, til >10000 tonn.
Rekreasjon
Det er ikke lagt til grunn at det skal tilrettelegges for bading i området. Det fiskes lite i
Indrevika som i resten av Fedafjorden. Noe fiske skjer fra Klevenbrygga på både stedbunden og ikke stedbunden (pelagisk) fisk. Her fiskes det bl.a. etter sei som står på 30 35 m dybde i området ved utløpet av vann fra landbasert oppdrettsanlegget for piggvar.
10.2.4 Stabilitet
I 1965 ble den nye veien langs fjorden forbi Indrevika ferdig. I forbindelse med dette ble
det lagt ut en fylling i Indrevika i svingen mellom Klevenbrygga og tunnelåpningen. I
forbindelse med utfyllingen av steinmasser skjedde det en utglidning av sjøbunnen. Dette viser at bunnen er fylt opp med relativt bløte sedimenter som ikke tåler belastning med
utfylling av større mengder sprengstein. Sjøbunnen i denne delen av Indrevika er relativt
flat sammenlignet med området langs veien lengre vest hvor det er bratt stein/fjellgrunn
ned mot flatere sedimentområdet på 30 - 40 m dyp.
En må forvente at det er store forskjeller i stabiliteten av sedimentene i Indrevika. I området utenfor de gamle fabrikklokalene til Borregaard Trælandsfos AS er det deponert
store mengder med flis og bark som gir andre stabilitetsforhold enn naturlig leirbunn.
Som det fremgår av figur 28 var det under driften ved fabrikken lagret store mengder
med avbarket tømmer (props) i Indrevika, og dette har ført til at det er mye treflis på sjøbunnen.
Figur 28: Flytende tømmer (props) i Indrevika.
I 1998 gjennomførte Statens vegvesen geotekniske undersøkelser i Indrevika mht. stabilitet av sjøbunnsedimentene /16/. Det ble gjennomført 25 dreietrykksonderinger med
vanndybder ned til 42 meter. Tykkelsen på de bløtere lagene varierer mellom 0 til 18
meter. Det fremgår av rapporten at i den delen av bukta som ligger øst for Borregaard
.
58 / 78
Fedafjorden - Trinn 2 Risiko- og tiltaksvurdering
Trælandsfos AS nedlagte fabrikk er topplaget bløtest og har størst mektighet. Profilene
viser følgende fordeling fra sjøbunn og nedover i løsmassene (mektighet):
 organisk materiale: 0 - 4 meter
 leire: 0 - 6 meter
 sand/silt: varierende mektighet over fjell/morenebunn
I rapporten står det videre at de bløte lagene av leire og organisk materiale har svært liten
skjærstyrke på grunn høyt vanninnhold og er derfor lite egnet til å bære belastninger.
Ved en langsom og forsiktig utfylling med gradvis økning av fyllingshøyde og belastning på opprinnelig sjøbunn, vil vannet presses ut i takt med lastøkningen, mest i de organiske massene. Skjærstyrken vi da øke betydelig.
En vurdering av konsentrerte laster viser at hauger på 2 - 4 meters høyde med bratte kanter direkte på sjøbunnen kan medføre fare for lokal utglidning. Spesielt utsatt er partier i
bukta øst for Borregaard Trælandsfos AS med tykke organiske lag.
10.3
Karakterisering av det forurensede sedimentet
10.3.1 Fysiske bunnforhold
Dybdeforholdene er tidligere omtalt i kap. 10.2.1. Bunnforholdene i delområde Indrevika
varierer mellom store områder med flis i Indrevika, mye løv og greiner ved utløpet av
Kvina og mer siltige/leirige muddermasser i området mellom Kvina og Indrevika. En
mer detaljert beskrivelse er gitt i tabell 9 og 10 og visualisert i figur 29. Begrepet mudder
benyttes når samlet silt- og leirinnhold er > 90 %.
I tabell 11 er det presentert data for kornfordeling, tørrstoffinnhold (TS) og innhold av
totalt organisk karbon (TOC) i overflateprøvene innenfor det foreslåtte tiltaksområdet.
Kornfordelingsdataene er visualisert i figur 30 som viser stolpediagram for fraksjonen
sandfraksjon (> 63µm), silt (63-2µm) og leire (<2µm). Som det fremgår av figur 30 er
siltfraksjonen dominerende i overflatesedimenter helt nordvest i Indrevika.
Tabell 9: Beskrivelse av overflateprøver i delområde Indrevika
Lok Hvor
Sk41 kai ENK AS N
SK42 Indrevika v Borregaard
Sk43
Sk44
Sk55
s1
s2
s9
s10
s19
s22
s24
s27
kai Borregaard
sør Borregaard
kai ENK AS S
ytre del
ytre del
Indrevika Ytre
ytre del
Kai ENK AS V
Indrevika Borregaard
kai
Indrevika Borregaard
Indrevika
Dyp Materiale
20 org topp + stein/sand
32 brun sand/siltmasse m flis
Siltmasse m flis og hvitt
22 belegg
20 Siltig sand m org + treflis
22 svart sand, flis 10cm
61 svart sand
61 svart sand med løv
48 brun sandig silt
60 brunt mudder med løv
31 brunsvart sandbunn
8
28
38
brunsvart siltig sand m flis
brunsvart sandig silt m flis
brunsvart sandig silt m flis
Flis løv
x
x
lukt
H2S
x
x
x
H2S
H2S
H2S
x
x
børstemark
børstemark
x
x
x
H2S
.
59 / 78
Fedafjorden - Trinn 2 Risiko- og tiltaksvurdering
s30
s31
s35
s36
s53
s54
s56
s57
s58
s59
Indrevika vei
Indrevika vei Ø
Indrevika vei N
Klevenbryggen V
kai ENK AS V for s19
Kvina V
Mellom kai - Kvina
Kvina SV
ENK AS - Borregaard
Kvina SV
32
35
33
29
45
50
32
53
45
48
brunsvart mudder m flis
brunsvart mudder m flis
brunsvart mudder m flis
brunsvart mudder m flis
brun sandig silt
brun siltig sand
Brun siltig sand m løv
brun sandig silt m løv
brun sandig silt
Brun siltig sand m løv
x
x
x
x
børstemark
børstemark
x
x
børstemark
børstemark
børstemark
H2S
børstemark
x
Tabell 10: Beskrivelse av kjerneprøver i delområde Indrevika
Lok Kjernedyp Materiale
Sk41
0 - 2 cm
Organisk materiale + stein/sand
Sk41
2 - 5 cm
brun sandig
Sk41 5 - 10 cm brun siltig sand
Sk41 10 - 20 cm brun siltig sand
Sk42
0 - 2 cm
Brun sandig silt
Sk42
2 - 5 cm
Brun sandig silt m/flis
Sk42 5 - 10 cm Brunt siltig sand m/flis
Sk42 10 - 20 cm Brunt siltig sand m/mye flis
Sk43
0 - 2 cm
svart sandig silt m/flis
Sk43
2 - 5 cm
svart sandig silt m/flis
Sk43 5 - 10 cm svart sandig silt m/mer flis
svart sandig silt m/mye flis, tørrere og mindre nedSk43 10 - 15 cm brutt
Sk44
0 - 2 cm
Brun siltig sand
Sk44
2 - 5 cm
brun sandig silt m/org
Sk44 5 - 10 cm brun siltig sand m/flis
brun siltig sand m/mye flis, tørrere og mindre nedSk44 10 - 20 cm brutt
Sk55
0 - 2 cm
svart siltig sand
Sk55
2 - 5 cm
svart sand
Sk55 5 - 10 cm gråsvart sand
Sk55 10 - 25 cm Siltig sand m/flis
Flis lukt
x
H2S
H2S
x
x
x
x
x
x
H2S
H2S
x
x
x
x
H2S
x
H2S
.
60 / 78
Fedafjorden - Trinn 2 Risiko- og tiltaksvurdering
Tabell 11: Kornfordeling, tørrstoffinnhold og TOC i det øverste sedimentlaget
Stasjon
S9
S22
S24
S27
S30
S31
S35
S36
SK43
S53
S58
SK42-1
SK44-1
Dyp_cm
0-2 cm
0-2 cm
0-2 cm
0-2 cm
0-2 cm
0-2 cm
0-2 cm
0-2 cm
0-2 cm
0-2 cm
0-2 cm
0-2 cm
0-2 cm
TS %
>63µm %
63-2µm %
< 2µm %
TOC %
28.9
23.8
17.7
21
24.9
24.6
23.4
32.6
21.5
26.6
28
21
21.4
31
71.4
26.6
29.4
1.7
1.3
1.8
0.8
0.9
32.2
41.1
47.8
69
67.7
28.2
72.3
69.2
96.6
97.4
96.4
98.4
98.2
66.2
57.4
51
30.4
1.3
0.4
1.1
1.4
1.7
1.3
1.8
0.8
0.9
1.6
1.5
1.2
0.6
5.83
23.9
15.5
15.8
10.9
8.81
7.51
6.47
15.9
6.92
5.58
20.9
16.1
Figur 29: Bunnforhold med avgrensning av flisbunn og bunn med bladrester/greiner
I tabell 12 er fysisk sammensetning av kjerneprøvene vist. På samme måte er kornfordelingsdataene vist i figur 31. I SK41 som ligger ved ENK AS sitt kaianlegg er det sandige
sedimenter i topplaget men nedover i kjernen er det økende innhold av silt og leire. I
Sk42 som ligger inne i Indrevika er det motsatt forhold ved at sandfraksjonen øker med
dypet. Ved SK44 er det likt som ved SK42 men her er det mer sandige masser i toppen.
Dette viser at det i området ved SK41 og SK55 er erosjon i overflaten på grunn av skips-
.
61 / 78
Fedafjorden - Trinn 2 Risiko- og tiltaksvurdering
trafikk. Ved kaianlegget til ENK AS ble det plassert ut 5 sedimentfeller på 20 - 26 m
dyp. I den 4 månedersperiode fellene stod ute ble det gjennomsnittlig sedimentert 4 mm
sediment i sedimentfellene. I denne perioden var det ca. 120 skipsanløp i Indrevika. Antatt areal med < 25 m dybde som er påvirket av skipsanløpene er ca. 15.000 m2. Det vil si
at ca. 500 kg sediment suspenderer og resedimenterer med hvert skipsanløp.
Noe av det som er resuspendet vil sammen med naturlig sediment fra Kvina sedimentere
i område ved SK42 og Sk44 hvor det er påvist de fineste fraksjonene i toppen av kjernen.
Tabell 12: Kornfordeling, tørrstoffinnhold og TOC i kjerneprøver fra 0 - 20 cm dyp
Stasjon
SK41-1
SK41-2
SK41-3
SK41-4
SK42-1
SK42-2
SK42-3
SK42-4
SK44-1
SK44-2
SK44-3
SK44-4
Dyp_cm
0-2 cm
2-5 cm
5-10 cm
10-20 cm
0-2 cm
2-5 cm
5-10 cm
10-20 cm
0-2 cm
2-5 cm
5-10 cm
10-20 cm
TS %
>63µm %
63-2µm
< 2µm %
TOC %
54.5
45.2
46.6
38.2
21
24.6
19.6
18.2
21.4
20.4
17.6
14.2
85.4
83
71.1
57.5
47.8
47.7
62.9
78.2
69
49.5
59.9
65.1
14.2
16.5
28.2
41.5
51
51.3
36.6
21.4
30.4
49.5
39.2
34.3
0.4
0.5
0.7
1
1.2
1
0.5
0.4
0.6
1
0.9
0.6
4.25
5.22
3.82
6.69
20.9
15.8
24.6
32.4
16.1
16.1
17.4
23.2
Figur 30: Kornfordeling i overflateprøver i tiltaksområdet.
.
62 / 78
Fedafjorden - Trinn 2 Risiko- og tiltaksvurdering
Figur 31: Kornfordeling i kjerneprøver: prøve 1: 0-2cm, 2: 2-5cm, 3: 5-10cm og 4: 10-20cm.
.
63 / 78
Fedafjorden - Trinn 2 Risiko- og tiltaksvurdering
10.3.2 Kjemisk sammensetning av sedimentene
Den kjemiske forurensingen i delområdet Indrevika er primært knyttet til polysykliske
aromatiske hydrokarboner (PAH) og tungmetallet kvikksølv. For begge stoffene er de
høyeste konsentrasjonene funnet i den nordlige delen av delområdet Indrevika. Som
grunnlag for tiltaksvurdering brukes kartene som viser arealmessig fordeling av PAH16
(figur 32). Som det fremgår av figur 33 er fordelingen av kvikksølv temmelig lik den for
PAH16. I figur 32 kan en se at det i flere prøvepunkter i Indrevika er påvist konsentrasjoner av PAH16 som overstiger klasse III, som er det nåværende miljømålet for delområdet Indrevika. Det fremtidige miljømålet er at tilstandsklasse II skal oppnås innen
2021.
Det er mest forurensing i sedimentene i området mellom ENK AS og det nedlagte fabrikkområdet til Borregaard Trælandsfos AS. Borregaard Trælandsfos AS har gitt følgende utredning om prosessen ved fabrikken:
"Ved selve tømmerinntaket der hvor tømmerbuntene ble trukket inn på land og der hvor
avløpsvann fra prosessen ble sluppet ut ble det fra tid til annen behov for å mudre. Mudderet ble lagt opp i lekter og dumpet på dypt vann ut i fjorden. Muddermassene bestod i
hovedsak av trefiber og barkrester samt noe sagflis fra kappingen.
Fra 1961 til 1969 ble det benyttet et kvikksølvholdig stoff "Pulpasan OX" som impregneringsmiddel for masseballene, senere ble det benyttet kobberprodukt "Cu-Pulpox" som
ikke inneholder kvikksølv."
Høye konsentrasjoner av kvikksølv og kobber finnes i dag i sedimentene i Indrevika
utenfor de tidligere fabrikklokalene til Borregaard Trælandsfos AS. Det er også funnet
høye konsentrasjoner av de samme stoffene i et mulig deponeringsområde for muddermassene som er merket med flis i figur 29. Et eventuelt tiltak for tildekning av forurenset
sjøbunn i delområdet Indrevika bør derfor omfatte både den nordlige delen Indrevika og
området hvor det trolig har foregått dumping av forurensede masser fra Indrevika.
.
64 / 78
Fedafjorden - Trinn 2 Risiko- og tiltaksvurdering
Figur 32: Sum PAH i sedimenter i Indrevika, sammenligning nye og eldre data (i senter). Fargekoder er
relatert til tilstandsklasser i Klif veileder /2/.
Figur 33: Kvikksølv i sedimenter i Indrevika, sammenligning nye og eldre data (i senter). Fargekoder er
relatert til tilstandsklasser i Klif veileder /2/.
.
65 / 78
Fedafjorden - Trinn 2 Risiko- og tiltaksvurdering
10.4
Mulighetsstudie av alternative tiltak
Før eventuelt tiltak settes i gang må det gjøres en mulighetsstudie for å avgjøre om tiltak
er gjennomførbare.
Det er tre hovedalternativer til tiltak mot forurensede sedimenter:
 tildekking på stedet med rene masser
 fjerning (mudring) av sedimentene med deponering på land eller i sjøen
 behandling på sjøbunnen
Innenfor hver gruppe av tiltak er det flere undergrupper. F.eks kan det brukes tildekkingsprodukter med egenskaper som binder forurensing. Tiltaksplanen for Bergen Havn
/17/ konkluderte bl.a. med at:
"Valg av tiltaksmetode må gjøres ut fra framtid bruk av området. Det er lite aktuelt å
dekke til et grunnområde hvor det er stor skipstrafikk på grunn av at dekkmassene vil
virvles opp og fjernes over tid. I områder med begrenset skipstrafikk eller i områder dypere enn 10 m kan dette være et miljømessig og økonomisk godt valg".
Størrelsen på det aktuelle området er ca. 500 000 m2. Innenfor dette området kan det
være nødvendig å gjennomføre tiltak i halve området, ca. 250 000 m2 for å teste ut om
tiltaket virker for å oppnå ønsket miljømål. På grunn av arealets størrelse og vanndyp >
30 m er sannsynligvis tildekking det mest økonomisk og miljømessig fordelaktige alternativet.
Før det gjøres tiltak i sedimentene må en ha kontroll over landkildene for å hindre ny
tilførsel fra land. Dette er nærmere omtalt under de enkelte delområdene. Som beskrevet
i kapittelet 6.1.4 er det fremdeles utslipp av miljøgifter fra ENK AS via prosessvann og
overflatevann. Utslippene er betydelig mindre enn de var på begynnelsen av 90-tallet,
men det bør gjøres en videre vurdering av utslippenes omfang før det fattes endelig beslutning mht. tildekking. Analyse av sigevann fra de gamle deponiene til Borregaard
Trælandsfos AS viser lave utslipp av miljøgifter.
For å teste ut den valgte metoden foreslås det i første omgang (fase 1) å dekke til det
mest forurensede området i Indrevika (ca. 100 000 m2) slik det fremgår av figur 34. Ved
å tildekke dette arealet regner en med at det mest forurensede kildeområdet er gjort inaktivt.
Et dekklag av rene masser med en tykkelse på minimum 0,3 m er tilstrekkelig for å redusere utlekking av miljøgifter til et akseptabelt nivå for å hindre at bunnlevende organismer kommer i kontakt med sedimentet. Dette fremgår av målinger og observasjoner ved
tildekkingstiltak i USA i løpet av de siste 25 år /18/. For å hindre utlekking av forurenset
porevann kan det være nødvendig å benytte masser med absorberende egenskaper.
Spredning av rene masser fra tildekkingsoperasjonen og naturlig sedimentasjon vil trolig
gjelde for de dypeste partiene og ikke så mye i strandsone. Spredningen vil være avhengig av hvilke tildekkingsmetode og tildekkingsmasser som velges.
Som det fremgår av figur 35 er også område betegnet fase 2 forurenset og dersom dette
ikke tildekkes i første runde vil det ligge like ved det tildekte området og utgjøre en potensiell kilde til rekontaminering. Dette er også et område hvor det trengs forbedring av
.
66 / 78
Fedafjorden - Trinn 2 Risiko- og tiltaksvurdering
sjøsedimentkvaliteten, men vi foreslår at det i første omgang er tilstrekkelig med overvåking av dette området. Forbedringen i dette området vil komme som en kombinasjon av:



mindre tilførsel av forurensede sedimenter fra aktive kilder (fase 1 området) og
noe tilførsel av rene tildekkingsmasser
naturlig tildekking (mest i område med størst vanndyp)
Etter at tildekkingen av fase 1-området er gjennomført bør det etter 5 år gjennomføres en
ny kartlegging av utvalgte stasjoner innenfor hele arealet på 500 000 m2. Det bør da gjøres en vurdering av om miljømålene for 2021 kan oppnås basert på gjennomførte tiltak
eller om det er nødvendig å gjennomføre fase 2 tildekking slik det er vist i figur 34.
Dybdefordelingen i det aktuelle tildekningsområdet er vist i figur 35 der avgrensningen
av tildekningsområdet er vist med rød linje.
Som tidligere omtalt skjedde det på 70-tallet utrasing av masser på sjøbunnen i forbindelse med utfylling av sprengsteinsmasser ved Klevenbrygga i Indrevika. I rapport fra
Statens vegvesen er det påvist at bunnen i dette området består av bløte sedimenter med
liten skjærstyrke /16/. Dette er imidlertid en mye større grunnbelastning enn det som vil
være tilfelle med forsiktig utlegging av sand som trolig ikke vil føre til utrasninger.
Det har tidligere vært planer om utfylling for å oppnå to målsettinger: tildekking av forurenset sjøbunn og opparbeidelse av areal til ulike formål. Ved denne type tildekking/utfylling vil det være behov for en grundig vurdering av stabiliteten av sedimentene.
Figur 34: Tiltakskart som viser området som anbefales tildekket.
.
67 / 78
Fedafjorden - Trinn 2 Risiko- og tiltaksvurdering
Figur 35: Batymetrikart for området som er tenkt tildekket (innenfor rød linje).
10.5
Identifisering av mulige kilder for dekkmasse
I det videre studiet vil det fokuseres på å finne frem til de best egnede tildekkingsmassene. Dette kan være mudring av undersjøiske rene sedimenter, bruk av naturlige forekomster av siltige sandige og grusige materialer på land eller kunstige materialer. Her
inngår vurdering av om det finnes egnede tildekkingsmasser i nærområdet. Dette kan
være skjellsandforekomster eller egnede fraksjoner fra for eksempel ENK AS.
10.6
Bestemmelse av type dekkmateriale og dekktykkelse
I denne vurderingen må det tas hensyn til at tildekkingen skal gi permanente effekter og
at dekklaget ikke skal perforeres av bioturbasjon eller andre fysiske effekter (geotekniske
forhold) og forstyrrelser.
I tildekkingsveilederen fra Klif /18/ påpekes det at naturlige forekomster av silt, sand og
grusige masser har vært benyttet som tildekkingsmaterialer avhengig av de lokale egenskapene i sjøsedimentet. Ved tildekking på grunt vann bør det vurderes alternative tildekkingsmateriale som for eksempel olivin eller skjellsand. Olivin har høy egenvekt, og
kan derfor nyttes til en kostnadseffektiv erosjonssikring. Sammenlignet med feltspat vil
tildekking med olivin kunne resultere i opptil 30 % reduksjon i volum og 15 % reduksjon i vekt. Skjellsand har lav egenvekt og kan nyttes til oppbygging av lette lag over det
forurensede sedimentet. Både olivin og skjellsand har gunstige overflatekjemiske egenskaper som binder og immobiliserer tungmetaller.
Områdene i Indrevika hvor det er påvist høyeste konsentrasjonene av PAH16 og kvikksølv er på 20 - 45 m dyp. På dyp > 20 m regner en ikke med at de er særlig stor erosjonsfare forbundet med skipstrafikk eller annen aktivitet. Dersom det tilrettelegges for ankringsplasser i det forurensede området bør tildekning i disse områdene særskilt vurderes.
På grunn av bløte sedimentmasser anbefales det at det første laget har lav egenvekt, for
eksempel skjellsand og at det deretter legges på lag med større egenvekt som bedre kan
motstå erosjon. Dette kan for eksempel være et olivinprodukt eller et lokalt produkt som
slagg fra ENK AS.
.
68 / 78
Fedafjorden - Trinn 2 Risiko- og tiltaksvurdering
Nedenfor følger eksempel på noen materialtyper som kan være aktuelle til bruk ved tildekking.
Tykksjikttildekking
Eksempelberegninger fra Oslo Havn gir en anbefalt tykkelse på tildekking på omtrent
0,3 m. For å unngå omrøring av sedimentene som kan gi transport av forurensning oppover i tildekningsmassene anbefales det å legge ut de 30 cm i 3 lag á 10 cm. Videre arbeider vil avklare om dette er en egnet tildekningsløsning også for Indrevika.
Skjellsand
Skjellsand er ansett som et egnet tiltaksmiddel ved tildekking av forurenset grunn på
land og forurensede sedimenter i vassdrag og hav.
Kvaliteten på skjellsanden har blitt sjekket flere ganger i løpet av de siste årene. Den siste gang var på en sandprøve fra Storøy (Killingøy) i januar 2011 da skjellsanden ble analysert for konsentrasjoner av tungmetaller og diverse organiske forbindelser (det vises til
rapport fra Agronomar AS /21/). I tillegg ble det gjennomført omfattende biologiske toksisitetstester. Skjellsanden ble analysert ved det akkrediterte laboratoriet Eurofins AS.
Formålet var å kontrollere om skjellsanden var av den kvalitet at den kunne bli brukt iht.
Klifs veiledende testprogram for masser til bruk for tildekking av forurensede sedimenter
(TA 2143/2005 /22). Resultatene viste at alle analyserte miljøskadelige stoffer (tungmetaller, PAH forbindelser, PCB, TBT, og andre organiske forbindelser) var i tilstandsklasse I ("bakgrunnsnivå") iht. Klifs klassifiseringssystem for miljøgifter i vann og sedimenter (veileder TA 2229/2007 /2/). Også toksisitetstesten hadde positive resultater i samsvar med Trinn 1 i risikovurdering (Klifs veileder TA2230/2007 /3/) som igjen bekreftet
at skjellsanden møter alle krav for rent sediment og kan benyttes for tildekkingsformål.
I en faglig utredning vedrørende bruk av skjellsand er det vist til at utfylling med skjellsand ikke er skadelig for det biologiske mangfoldet. Eventuell påvirkningene på biodiversiteten er som regel kortsiktig og begrenset til selve området der sand legges ut jfr.
notat fra marinbiolog /23/.
Slagg fra ENK AS
Vanlig silikomanganslagg er i flere år benyttet som utfyllingsmasse i elver og sjø og til
ulike utfyllingsformål til lands. Slagget er svært lite vannløslig. Slagget inneholder 3-10
% mangan som toverdig manganoksid, MnO. Utlekking er testet både på granulert slagg
og knust slagg med samme kornstørrelse som det granulerte. Laboratorieforsøk utført
ved Høgskolen i Agder viser at begge typer slagg er lite løselig i ferskvann og sjøvann
ved pH-verdier større enn 5 /20/. Utfra løslighetsegenskaper er det derfor godt egent til
bruk i tildekking av forurenset sjøbunn. Slagget vil fungere som en fysisk sperre for kontakt mellom organismer og underliggende forurensede sedimenter, men i liten eller ingen
grad bidra til binding av miljøgifter.
Olivinsand
I tillegg til høy egenvekt har olivin gunstige overflatekjemiske egenskaper. Her er det
spesielt evnen til å binde og immobilisere tungmetaller som er interessant. Dette har liten
betydning for grovere dekkmasser, men vil kunne utnyttes i et filterlag. Forsøk har vist
hvordan mineralet er i stand til å adsorbere betydelig mengder kobber selv under forhold
med høye saltkonsentrasjoner. Forsøkene viste at kobberionene dannet vesentlig mer
stabile bindinger med overflaten av olivinkornene enn med leirepartikler. Olivin vil også
kunne nyttes i kombinasjon med andre materialer, for eksempel skjellsand. Ved å først
.
69 / 78
Fedafjorden - Trinn 2 Risiko- og tiltaksvurdering
legge ut et tynt lag med skjellsand, kan en etterpå legge ut et lag med olivin materiale.
Skjellsanden vil da ha tilstrekkelig skjærkraft til å tåle en utlegging med olivin /18/.
Eksperimenter med bruk av olivinsand som dekkmasse er utført ved NTNU i Trondheim.
Resultatene viste at olivinsand hadde gode egenskaper i forhold til adsorpsjon av metaller /24/.
Særlig olivinsand i kombinasjon med aktivt kull har gode egenskaper for binding av
både tungmetaller og organiske miljøgifter.
Tynnsjikttildekking
I de senere årene har det blitt forsket mye på tildekking med et ca 5 cm tynt lag som ved
bioturbasjon blandes inn i det øvre sedimentlaget. Tildekkingen kan for eksempel gjøres
ved bruk av leire/biokalk og aktivt kull (AC). OPTICAP er et forskningsprosjekt som har
sett på bruk av tynnsjikttildekking. Fordelen med bruk av aktivt kull er at det har meget
høy bindingsevne i forhold til organiske miljøgifter. Innblanding av aktivt kull i tildekkingsmaterialet vil dermed gi redusert utlekking av organiske miljøgifter. Laboratoriestudier har også vist at aktivt kull har meget god bindingsevne til TBT.
Erfaringer med tynnsjikttildekiing i Grenland viser at deler av tildekkingsmassen vil
spres langs bunnen i samme retning som dominerende vannstrøm. Spredning av masser
bestående av store partikler eller klumper (leire og knust kalk) spres over et område på
150 til 500 m utenfor testfeltet og finkornige masser slik som AC kan spres lengre enn
dette. Selv om utleggingen av leire og AC på denne måten har ført til at en stor andel av
AC har havnet utenfor testfeltet, har utleggingen av AC sammen med leire ved utpumping 5 - 10 m over sjøbunnen gitt et tildekkingslag med en tilfredsstillende andel AC
/25/. Spredning utover tiltaksområdet vil for tiltak i Indrevika være positivt ved at en
oppnår noe effekt også i området merket med fase 2 i figur 34.
10.7
Bestemme utstyr for å legge ut dekkmassene
I vurderingen er det viktig å legge vekt på de forskjellige vanndypene i tildekningsområdet samt at det er forskjellige fysiske bunnforhold. Det er viktig å unngå forstyrrelser og
spredning av forurensede sedimenter under utleggingen.
I følge tildekkingsveielederen utarbeidet av Klif er det tekniske mulig å gjennomføre
tildekking av området med bløte sedimenter med skjærstyrke < 1 kPa /18/. For vanndyp
større enn 15 m kan praktiske utførsel av tildekkingsarbeidet gjøres ved bruk av splittlekter, fallbunnslekter og utpumpingsutstyr. På vanndyp under 15 m vil for eksempel utstyr
med horisontal materialfordeler være best egnet.
Dette er for eksempel metoden selskapet Boston bruker ved utlegging av skjellsand.
Sanden vil bli sugd opp fra havbunnen og fraktet til det aktuelle området med et spesialfartøy. Via en plastslange som flyter i sjøen blir en blanding av sand og vann pumpet ut
av båten og direkte på det aktuelle området, slik at sanden sprer seg jevnt utoverover.
Agder Marine har sugemudringsfartøyet Arena som under OptiCap prosjektet ble brukt
til mudring og tynnsjikttildekking med leire og AC. For utlegging av tykkere løsmassedekke (30 cm) bruker de fallbunnslektere med brede tverrskipsstilte hydraulisk opererte
bunnluker. Dette for å oppnå god spredning av massene, som blir lagt ut i tre lag, vinkelrett på hverandre.
.
70 / 78
Fedafjorden - Trinn 2 Risiko- og tiltaksvurdering
10.8
Kostnadsmodeller
Valg av tiltaksløsninger vil i stor grad være styrt av hvilke tiltak som vil være samfunnsøkonomisk mest fordelaktig for å oppnå ønsket miljømål. På grunn av arealets størrelse
og vanndyp vil det trolig være mest økonomisk fordelaktig med tildekking av sedimentene.
I kapittel 10.6 er det gjort en gjennomgang av forskjellige typer dekkmasser. Det er forskjellige kostnader og egenskaper forbudet med de forskjellige materialvalg og metoder.
I praksis er det valg mellom et 15 - 30 cm tykt lag av aktivt eller passivt materiale eller
en tynnsjikttildekking på ca. 5 cm. Ved bruk av aktive materialer kan en redusere tykkelsen til ca 15 cm. I tabell 13 er det gjort en grov sammenstilling av kostnader ved brukt av
de forskjellige metoder og type dekkmasser. Kostnadene er vist for tildekking av fase 1
(100 000 m2) og eventuelt fase 2 (250 000 m2). I dette oppdraget er det ikke gjort videre
detaljvurderinger mht. valg av metode.
Tabell 13: Grov oversikt over kostnader ved tildekking av sjøsedimenter
.
71 / 78
Fedafjorden - Trinn 2 Risiko- og tiltaksvurdering
11
Referanser
/1/
Misund, A. og Haker, A. 2010: Fedafjorden - miljøundersøkelse 2010 og Trinn
1 risikovurdering. COWI AS, prosjektnummer 132151.
/2/
Bakken, T. m.fl. 2008: Revidering av klassifisering av metaller og organiske
miljøgifter i vann og sedimenter. TA2229/2007. 12s. Klima- og Forurensningsdirektoratet.
/3/
Bakken, T. og Breedveld, G. 2008: Veileder for risikovurdering av forurensede
sedimenter. TA2230/2007. 65s. Klima- og Forurensningsdirektoratet.
/4/
Bakken, T. m.fl. 2007: Bakgrunnsdokument til veiledere TA-2229 og TA-2230.
TA2231/2007. 204 s. Klima- og Forurensningsdirektoratet.
/5/
Sødal, D.P., 2003: Fylkesvise tiltaksplaner for forurensede sedimenter. Rapport
fra fase 1 for fjordene ved Fedafjorden, Kvinesdal kommune, Vest-Agder, Miljøvernavdelingen, rapport nr. 1-2003. 22 s. + vedlegg.
/6/
NIVA 1976: Resipientundersøkelse av fjordområdet i Flekkefjordregionen.
NIVA rapport O-123/72.
/7/
Rene Listerfjorder 2011: Notat - Miljømål for kystvannområdene i Farsund,
Kvinesdal og Flekkefjord.
/8/
Knutzen, J., Rygg, B., og Skei, J. 1986: Undersøkelser i Fedafjorden 19841985 - Samlerapport. Statlig program for forurensningsovervåking, rapport
225/86. NIVA, Oslo. 24 s.
/9/
Knutzen, J. 1986: Undersøkelser i Fedafjorden 1984-85. Delrapport 3: Miljøgifter i organismer. Statlig program for forurensningsovervåking, rapport 224/86.
NIVA, Oslo. 39 s. + vedlegg.
/10/
Nøland, S.A. 1995: Resipientundersøkelse i Fedafjorden 1994. Miljøgifter i sediment og organismer. Rapport nr 95-3515, Det Norske Veritas Industry AS,
Høvik. 45 s. + vedlegg.
/11/
Langedal, M. 1995: Spredning av tungmetaller fra Knaben Gruber: forurensningsstatus. NTH, Institutt for geologi og bergteknikk.
/12/
Misund, A., 2004: Deponi på Fosselandsheia - miljørisikovurdering. Interconsult, oppdragsnummer 115855, rapportdato 30. aug. 2004.
/13/
Multiconsult AS, Kristiansand, 2007: Miljøteknisk grunnundersøkelse av barkog avfallsdeponier, gnr. 111, bnr. 2 og 3, Kvinesdal. - oppdrags-/rapportnr.
311359/1.
/14/
Misund, A. og Hintzke, M., 2010: Miljøteknisk grunnundersøkelse i to deponier
i Lervika, Kvinesdal. COWI AS, prosjektnummer 132710.
.
72 / 78
Fedafjorden - Trinn 2 Risiko- og tiltaksvurdering
/15/
Misund, A., 2004: Kvina Verft. undersøkelse av sjøsedimenter på sørsiden av
Angholmen. Interconsult -rapport datert mai 2004.
/16/
Statens Vegvesen, 1998: Utfylling i sjøen fra Øye Smelteverk, stabilitet. Kvinesdal kommune, 1998.
/17/
Interconsult, NIVA og NGI, 2002: Tiltaksplan for Bergen Havn. Rapport utarbeidet for Fylkesmannen i Hordaland. Datert 22. november 2002.
/18/
SFT, 2002: Tildekking av forurensede sjøsedimenter. Veileder TA1865/2002. 69
s. Klima- og Forurensningsdirektoratet.
/19/
Ranneklev, S.B. m.fl. 2011: Utslipp av overflatevann fra Eramet Norway Kvinesdal. NIVA rapport 6127-2011. 27 s.
/20/
Høgskolen i Agder, 1998: Vedrørende løselighet av mangan i silikomanganslagg. Rapport til Tinfos Jernverk A/S datert 20.03.98.
/21/
Rådgivande Agronomar AS, 24. januar 2011: Skjellsand frå Storøy - Risikovurdering for massar til bruk for tildekking av forureina sediment.
/22/
Klima- og Forurensningsdirektoratet, 2006: Veiledende testprogram for masser til bruk for tildekking av forurensede sedimenter. Veileder TA-2143/2006.
44s. Klima- og Forurensningsdirektoratet.
/23/
Vea, J., marinbiolog, 2009: Opptak og bruk av skjellsand som naturresurs.
/24/
Kleiv, R.A. 1999: Geokjemisk stabilisering av forurensede sedimenter. Miljøaktuelt nr. 6.
/25/
Eek, E. m.fl. 2011: OptiCap - Evaluering av gjennomføring av testtildekking i
Eidangerfjorden og Ormefjorden. NGI dok.nr. 20071139-00-120-R, utgitt 8.
mars 2011.
.
73 / 78
Fedafjorden - Trinn 2 Risiko- og tiltaksvurdering
12
Vedlegg A - Stoffeliste
Definisjoner og egenskaper etter bl.a. www.miljostatus.no.
Arsen - As
Arsen og de fleste uorganiske arsenforbindelser (særlig arsenikk) er giftige og kan føre
til både akutt og kronisk arsenforgiftning. Arsenikk har vært brukt i rottegift, som sprøytemiddel og til impregnering av trevirke. I Norge var CCA-impregnert trevirke den største kilden til utslipp av arsen i 2008, og sto for rundt 80 prosent av utslippene. Arsenforbindelser kan være giftige for mange organismer i små konsentrasjoner. De kan også
forårsake kreft. Forbudet mot bruk av arsen i trykkimpregnert trevirke gjør at forbruket
av arsen har blitt betydelig redusert. Arsen vil imidlertid fortsette å lekke ut fra CCAimpregnert trevirke som er i bruk i flere år framover.
Benzo(a)pyren
Benzo(a)pyren er en av de mest helseskadelige PAH-forbindelsene. Stoffet er klassifisert
som kreftfremkallende, arvestoffskadelig og reproduksjonsskadelig.
Bly - Pb
Bly er et mykt, tungt og giftig tungmetall med både akutte og kroniske helse- og miljøeffekter. Utslippene av bly har blitt sterkt redusert siden 1980-tallet. Dette skyldes særlig
overgang til bruk av blyfri bensin. Også andre tiltak, som forbudet mot blyhagl fra 2005,
har ført til at utslippene har blitt betydelig redusert de siste årene. De høye blynivåene i
fjordene skyldes sannsynligvis tidligere tiders lokale industriutslipp. Bly er akutt giftig
for vannlevende organismer og pattedyr. Bly gir også kroniske giftvirkninger hos mange
organismer, selv i små konsentrasjoner. Kronisk blyforgiftning kan ha nevrotoksiske og
immunologiske virkninger og gi skader på det bloddannende systemet hos varmblodige
dyr.
Kadmium - Cd
Kadmium er hovedsakelig funnet som et biprodukt av sinkproduksjon. De største utslippene kommer fra metall- og gruveindustri. De fleste kadmiumforbindelser er sterkt akutt
giftige for vannlevende organismer, særlig i ferskvann, og akutt giftige for pattedyr.
Kadmium gir også kroniske giftvirkninger hos mange organismer, selv i meget små konsentrasjoner. Gjennom næringskjeden kan kadmium være skadelige for mennesker.
Kadmium er kreftfremkallende, kan skade forplantningsevnen og foster, samt føre til
deformasjoner av skjelettet.
Kobber - Cu
Kobber er et metallisk grunnstoff som forekommer i flere former. Rent kobber, såkalt
metallisk kobber, har lav giftighet og skiller seg på den måten fra metaller som kvikksølv, kadmium og bly. I form av løselige salter kan kobber være meget giftig for vannlevende organismer. Den største kilde til kobber i fjordene i Norge er tidligere gruvedrift,
treforedlingsindustri og tilførsler fra smelteverk og metallurgisk industri.
Krom - Cr
Krom er et tungmetall som finnes i flere former ute i naturen, bl.a. som trivalent krom og
heksavalent krom. Den seksverdige formen Cr(VI) regnes som mest problematisk for
helse og miljø da den er tungt nedbrytbar og kan bioakkumuleres i organismer. Seksverdige kromforbindelser er klassifisert som kreft- og allergifremkallende. I tillegg er stoffet
.
74 / 78
Fedafjorden - Trinn 2 Risiko- og tiltaksvurdering
reproduksjonsskadelig og arvestoffskadelig. Tidligere ble krom hovedsakelig brukt i maling og garving av lær samt til impregnering av trevirke. Fra 2002 ble det innført et forbud mot å produsere og omsette CCA-impregnert trevirke. Forsatt lekker imidlertid
krom ut fra impregnert trevirke som er i bruk. Dette var den største kilden til utslipp av
krom i 2008. Krom brukes også som legeringsmateriale i metallindustrien.
Kvikksølv - Hg
Kvikksølv er et grunnstoff, og et flytende metall. I naturen er kvikksølv sterkt bundet til
sedimenter og organisk materiale. Kvikksølv kan bli omdannet til giftige organiske forbindelser (metylkvikksølv), som lett tas opp og lagres i organismer. Kvikksølv kan lett
oppkonsentreres i næringskjeden og er derfor mest skadelig for dyr på toppen av næringskjeden. De mest alvorlige skadevirkningene er skader på nervesystemet, nyreskader
og kontaktallergi. De viktigste lokale kildene i Norge i historisk sammenheng har vært
utslipp fra treforedlingsindustri og kloralkalifabrikker. I tillegg har det vært tilførsler fra
smelteverk og metallurgisk industri, samt bidrag fra gruver (sulfidmalm).
Organiske forbindelser
Stoffer som består av karbon, oksygen, hydrogen og/eller nitrogen/svovel. For eksempel
etanol CH3CH2OH. Tungmetaller som bly kan kjemisk bindes til en organisk gruppe og
kalles da organisk bly.
PAH (Polysykliske aromatiske hydrokarboner)
En kompleks blanding av flere hundre kjemikalier karakterisert ved at de består av to
eller flere koblede aromatiske (benzenlignende) ringer. De fleste er meget fettløselige og
lite løselige i vann. PAH i luft og vann er derfor ofte adsorbert til partikler og organisk
materiale. PAH vurderes ofte som et uønsket biprodukt som dannes ved ufullstendig forbrenning eller oppvarming av organisk materiale som olje, naturgass, kull og ved. PAH
finnes i steinkulltjære, kreosot og "crackete" oljeprodukter. Aluminiumsindustrien og
vedfyring i boliger er de største kildene til utslipp av PAH. Kreosotimpregnert trevirke er
også en viktig kilde til utlekking av PAH. PAH-forbindelser brytes ned i varierende grad
og kan bioakkumuleres. Flere PAH-forbindelser er meget giftige for vannlevende organismer. Hos mennesker er noen av PAH-forbindelsene giftige, arvestoffskadelige eller
kreftfremkallende (for eksempel benzo(a)pyren). Studier har også vist at flere av forbindelsene kan påvirke reproduksjonen hos fisk.
PCB
PCB (polyklorerte bifenyler) er en gruppe syntetiske klororganiske forbindelser som er
giftige, tungt nedbrytbare og bioakkumulerende. Det finnes over 200 forskjellige PCBvarianter. På grunn av sine enestående egenskaper ble det brukt i en rekke produkter som
skulle gjøre hverdagen enklere i velstandsøkningen etter siste verdenskrig. PCB ble
brukt i blant annet elektrisk utstyr og i bygningsmaterialer som betong, mørteltilsetning,
i isolerglasslim, fugemasse og maling. PCB-forbindelser er blitt spredt til miljøet når
produkter og materialer som inneholder PCB har blitt kastet eller behandlet på måter
som gir utslipp til miljøet. Over halvparten av kostholdsrådene i norske fjorder skyldes i
hovedsak PCB. PCB er akutt giftig for marine organismer. PCB er svært tungt nedbrytbart og har høy fettløselighet. Disse egenskapene gjør at PCB lagres i fettrike deler i organismer og oppkonsentreres i næringskjeden. PCB kan medføre svekket immunforsvar,
noe som øker mottakelighet for infeksjoner og sykdommer. Ulike PCB-forbindelser kan
skade nervesystemet, gi leverkreft og skade forplantningsevnen.
.
75 / 78
Fedafjorden - Trinn 2 Risiko- og tiltaksvurdering
Sink - Zn
Sink er en naturlig og viktig bestanddel i kostholdet for kroppen. Lik de andre tungmetallene er sink også skadelig for human helse når inntatt i store mengder Sink benyttes til
galvanisering og varmforsinking av stål (korrosjonsbeskyttelse). I tillegg blir det brukt
som et element i legeringer, bl.a. i messing (sink/kobber) og i aluminiumlegeringer.
TBT
Tributyltinn (TBT) er en kunstig framstilt tinnorganiske forbindelse. TBT ble tidligere i
hovedsak brukt i bunnstoff og maling på skip og i treimpregneringsmidler for å hindre
begroing og råte. Siden 2008 er tilstedeværelse av TBT i bunnstoffer på båter forbudt.
Vedlikehold av eldre skiper kan fortsatt føre til utslipp. TBT kan gi alvorlige helseskader
ved lengre tids påvirkning. Stoffene er klassifisert som miljøskadelige og er meget giftige for vannlevende organismer. TBT kan akkumuleres til betydelige konsentrasjoner i
muslinger og snegler, men oppkonsentreres sannsynligvis ikke i næringskjeden. TBT er
en hormonhermer som påvirker forplantningen og som også undertrykker immunforsvaret, noe som fører til sekundære infeksjoner.
Tungmetaller
Metaller med tetthet over 5 gram per cm3. Eksempler er bly, kobber og kvikksølv.
Uorganiske forbindelser
Stoffer som ikke inneholder karbon, for eksempel metaller.
.
76 / 78
Fedafjorden - Trinn 2 Risiko- og tiltaksvurdering
13
Vedlegg B - Stedsspesifikke parametre for beregningsverktøyet
.
77 / 78
Fedafjorden - Trinn 2 Risiko- og tiltaksvurdering
.
78 / 78
Fedafjorden - Trinn 2 Risiko- og tiltaksvurdering
14
Vedlegg C - Vurdering av naturlig nedbrytning av PAH og Hg i
sediment
Tabellene er basert på vurderinger av prosentvis reduksjon fra 1986/1995/1996 til 2010. Årlig
prosentvis nedbrytning er så ekstrapolert til 2021 og til årstallet hvor klasse II ventes oppnådd. Det er
tatt med de stasjonene som er reprøvetatt i 2010.
PAH
1995
1986
1986
1986
1996
1996
1996
1986-95
2010
% reduksjon per år
% reduksjon 2010-2021
s1
97
7.0
6
68
s9
70
5.2
4
42
s10
64
10.9
3
38
s19
2.5
0.39
4
39
s31
104
11.9
6
70
s35
129
40.4
5
54
s36
59
21
5
51
Kalkulert Status 2021
2.2
3.0
6.7
0.2
3.6
18.6
10.4
2
2023
2
2034
2
2089
2
2021
2
2034
2
2190
2
2112
Tilstandsklasse 2
Oppnås
Hg
1995
1986
1986
1996
1996
1996
1996
1996
1996
1986-95
2010
s1
1.8
0.5
s9
0.2
1.2
s10
0.7
0.8
s24
1.9
1.6
s27
3.1
1.3
s30
3.7
1.0
s31
3.4
0.9
s35
2.8
1.6
s36
2.0
1.9
% reduksjon per
år
5
1
2
3
5
3
1
% reduksjon
2010-2021
54
8
26
33
57
34
6
Kalkulert Status
2021
0.2
?
?
1.5
1.0
0.7
0.4
1.1
1.7
Tilstandsklasse
2
Oppnås
0.63
2021
0.63
?
0.63
?
0.63
2208
0.63
2045
0.63
2023
0.63
2021
0.63
2043
0.63
2350
Tilstandsklasser
I
II
III
IV
V
.