Miljøovervåking av indre

(1)

Rapport utarbeidet for:

Fylkesmannen i Buskerud

20081432-2 18. mars 2009

Rapport utarbeidet av:

Miljøovervåking av indre

Drammensfjord

(2)

Miljøovervåkning av indre Drammensfjord

Årsrapport 2008

20081432-2 18. mars 2009

(3)

Prosjekt

Prosjekt: Miljøovervåking av indre Drammensfjord Rapportnummer: 20081432-2

Rapporttittel: Årsrapport 2008 Dato: 18. mars 2009

rev. 0

Oppdragsgiver

Oppdragsgiver: Fylkesmannen i Buskerud Oppdragsgivers

kontaktperson: Agnes Bjellvåg Bjørnstad Kontraktreferanse: Kontrakt datert 2008-11-07

For NGI

Prosjektleder: Arne Pettersen

Rapport utarbeidet av: Espen Eek og Thomas Møskeland (DNV)

Sammendrag

Langs Drammensvassdraget har det vært industriell virksomhet i lang tid.

Historisk har denne aktiviteten medført utslipp av forurensning til vassdraget.

Utslipp fra disse kildene er imidlertid blitt redusert ved innføring av rensekrav og ved utfasing og omlegging. Dette har gitt positiv effekt på miljøet både med hensyn til organiske stoff, næringssalter (eutrofiering) og med hensyn til miljø- gifter, f.eks. tungmetaller og organiske miljøgifter. Forurensning fra tidligere utslipp ligger i dag lagret i sedimentet i fjorden og kan her tas opp i sedimentlevende organismer, eller frigjøres fra sedimentet og transporteres til vannmassene i fjorden.

Drammensvassdraget er et av Norges største vassdrag som transporterer en betydelig mengde ferskvann og erosjonsmasser til fjorden. Sedimentmasser som transporteres med Drammenselva og Lierelva vil etter hvert danne ny sjøbunn i Drammensfjorden. Sammenlignet med mange andre norske fjorder har Drammensfjorden derfor et betydelig potensiale til naturlig restituering av områder med forurenset sediment på grunn av den relativt høye sedimenta-

(4)

Sammendrag (forts.)

Rapport nr.: 20081432-2 Dato: 2009-03-18 Side: 2 / Rev.: 0

sjonen i deler av området. Dette krever imidlertid god kildekontroll og kontroll med utslipp til vassdrag og fjord.

Overvåking av miljøtilstand og sporing av kilder til forurensning er derfor viktig for å kunne dokumentere om det fortsatt er aktive kilder til forurensning av fjorden, om naturlig tildekking vil gi tilstrekkelig forbedring, eller om tiltak i sedimentet kan gi en vesentlig raskere forbedring av miljøforholdene i fjorden.

Denne rapporten beskriver overvåking av miljøgifter og næringsalter i sedimenter og vann fra Drammensfjorden gjennomført av NGI og DNV i 2008, som en del av Fylkesmannens overvåkingsprogram for indre Drammensfjord (Ren Drammensfjord 2015).

Vann

Konsentrasjon av bly og nikkel tilsvarer en forurensningstilstand fra god til moderat forurenset (klasse II–III, i følge SFTs klassifiseringssystem).

Konsentrasjonen av kobber og sink tilsvarer dårlig miljøtilstand i de fleste prøvene. Konsentrasjonene av disse tungmetallene i vann er sammenlignbare med det som er funnet i Bunnefjorden i indre Oslofjord i 2007-2008 (Cu: 1–17 µg/l og Zn: 2–20 µg/l) eller i Drammenselva i 1982 (Cu: 2,4–6,5 µg/l og Zn:

<10–90 µg/l).

Sediment

Resultatene viser at konsentrasjonene av metaller i sedimentene tilsvarer en klassifisering som ingen risiko for toksiske effekter, i følge SFTs klassifiseringssystem, i store deler av de undersøkte områdene. Det er lokalt områder med høye konsentrasjoner av kobber i delområdene Lierstranda, Solumstrand og Tangenbanken. I tillegg er det funnet forhøyede konsentrasjoner av kvikksølv og bly på referansestasjonen REF-1 i dypbassenget sentralt i indre Drammensjord.

Også for PAH og PCB tilsvarer konsentrasjonene i sedimentet i store deler av de undersøkte områdene ingen risiko for toksiske effekter, men det er lokale hot spots med høyere konsentrasjoner. Samlet sett er de høyeste konsentrasjonene av PAH og PCB i områdene Lierstranda og Solumstrand.

TBT-konsentrasjonene varierer mye, men generelt tilsvarer de en risiko for toksiske effekter. I de fleste områdene er de påviste konsentrasjonene av TBT likevel lave sammenlignet med konsentrasjoner funnet i forurensede havner.

Tangenbanken skiller seg ut med de høyeste nivåene, og det er gradienter med avtagende konsentrasjoner med økende avstand fra dette området. Skipsverftet som ligger i dette området er en sannsynlig kilde til denne forurensningen.

Generelt er det lavere konsentrasjoner i overflatesjiktet (0-5 cm) sammenlignet med underliggende sjikt (5-10 cm) som indikerer en forbedring i miljø- situasjonen ved lavere tilførsler nå enn tidligere. Dette vises også ved at det er observert lavere konsentrasjoner av flere miljøgifter i overflatesedimentet i

(5)

Sammendrag (forts.)

indre Drammensfjord. Dette er illustrert for PCB-7 i figuren nedenfor, der konsentrasjonen i overflatesedimentet er lavere nå enn tidligere (FMBu 2005, oppsummering av undersøkelser gjort i 2002 og 2004).

Sum PAH-16

n.d 0

5 10 15 20 25 30 35 40

Gilhus Lie

rstranda Holmen

Strømsøløpet Tangenb

anken Solums

tran d Elv

Ref

mg/kg TS 2002/2004

2008

Sum PCB-7

n.d 0

0,010,02 0,030,04 0,05 0,060,07 0,080,09

Gilhus

LierstrandaHolmen Strømsøløpet

Tangenb ank

en Solumstrand

Elv Ref

mg/kg TS 2002/2004

2008

(6)

Innhold

Miljøovervåking av indre Drammensfjord 1

1 Innledning 5

1.1 Ren Drammensfjord 2015 5

2 Drammensfjorden 6

2.1 Geografi, hydrografi og hydrokjemi 6

2.2 Aktuelle miljøendringer 8

3 Prøvetaking 9

3.1 Feltprogram 9

3.2 Prøvetaking av sedimenter 11

3.3 Sedimentfeller 14

3.4 Passive prøvetakere 15

3.5 Vannkvalitet 16

3.6 Vurdering av miljøtilstand i vann og sediment 16 4 Resultater og diskusjon 17

4.1 Hydrografi 17

4.2 Hydrokjemi 22

4.3 Sedimenterende materiale 25

4.4 Sediment 25

4.5 Gilhusbukta 25

4.6 Lierstranda 28

4.7 Holmen 30

4.8 Strømsøløpet 33

4.9 Tangenbanken 35

4.10 Solumstrand 38

4.11 Elvestasjoner 40

4.12 Referansestasjoner 41

4.13 Oppsummering miljøgifter i sediment 43

4.14 Sammenlikning over tid 44

5 Biota 47

5.1 Strategi videre 47

5.2 Status for overvåkingen i forhold til definerte spørsmål 48

6 Konklusjon 50

7 Referanser 51

Vedlegg:

Vedlegg A - Næringssalter, tungmetaller og TBT i vann Vedlegg B – Miljøgifter i sediment

Kontroll- og referanseside

(7)

1 Innledning

Norges Geotekniske Institutt (NGI) og Det Norske Veritas (DNV) gjennomfører, på oppdrag fra Fylkesmannen i Buskerud, overvåking av miljø- tilstanden i Drammensfjorden. Dette overvåkingsprosjektet startet i oktober 2008 og skal gå til 2011, eventuelt forlenges til 2013. Prosjektet er en del av Fylkesmannens prosjekt "Ren Drammensfjord 2015", og skal fremskaffe data som beskriver forurensningssituasjonen i Drammensfjorden og utviklingen av denne. Både situasjonen vedrørende forurensning av fjorden med næringsalter (eutrofiering) og forurensning med miljøgifter slik som PAH, PCB, tungmetaller og TBT, skal dokumenteres.

Overvåking av eventuelle endringer i forurensningssituasjonen i Drammens- fjorden er en viktig del av dette prosjektet. Slike endringer kan oppstå ved at utslipp til fjorden reduseres ved at bruk av enkelte miljøgifter i industri og husholdning reduseres. Samtidig kan økt befolkningstetthet og økt industriaktivitet i enkelte sektorer føre til økte utslipp. De innsamlede data i dette prosjektet skal også brukes til å vurdere behov for tiltak mot forurenset sediment eller mot pågående utslipp, og vil samtidig sørge for dokumentasjon av effekten av slike tiltak på hele eller deler av fjorden.

1.1 Ren Drammensfjord 2015

Langs Drammensvassdraget har det vært industriell virksomhet i lang tid.

Historisk har denne aktiviteten medført utslipp av forurensning til vassdraget.

Dette har også gitt redusert kvalitet på sedimentene i indre Drammensfjord.

Kildene til forurensing er redusert ved innføring av rensekrav og ved utfasing og omlegging av industri. Dette har gitt positiv effekt på miljøet både med hensyn til organisk stoff og næringssalter (eutrofiering) og med hensyn til tungmetaller og organiske miljøgifter.

Drammensvassdraget er et av Norges største vassdrag som transporterer en betydelig mengde ferskvann og erosjonsmasser til fjorden. Sammenlignet med mange andre norske fjorder har Drammensfjorden et betydelig potensial til naturlig restituering på grunn av den relativt høye sedimentasjonen i området.

Dette krever imidlertid god kildekontroll og kontroll med utslipp til vassdrag og fjord.

Overvåking av miljøtilstand og sporing av kilder til forurensning er derfor en viktig oppgave som har høy prioritet hos Fylkesmannens miljøvernavdeling.

Som et ledd i dette arbeidet ble dette overvåkingsprogrammet igangsatt høsten 2008.

Dette prosjektet bygger videre på arbeidene som ble gjort i forbindelse med utredning av tiltaksplanen fase II for indre Drammensfjord sluttført høsten 2005 (FMBu, 2005).

(8)

2 Drammensfjorden

2.1 Geografi, hydrografi og hydrokjemi 2.1.1 Topografi

Drammensfjorden er en typisk terskelfjord med en svært trang terskel mot ytre Oslofjord ved Svelvik. Innenfor terskelen er Drammensfjorden formet som et dypt basseng med dyp på over 60 m i det meste av fjorden og maks dyp på om lag 120 m. Dypet over terskelen ved Svelvik var 6 m ca. år 1900. Sjøbunnen i seilingsleden gjennom terskelen har blitt mudret flere ganger for å øke frem- kommeligheten til Drammen havn. I 1951 ble det mudret til 10 m dyp, og i 2003-2006 ble det mudret til 12 m dyp (NIVA, 1986 og Kystverket, 2003).

Bredden på åpningen gjennom terskelen er om lag 130 m. Utenfor Svelvik- terskelen er vanndypet i fjorden < 8 m i om lag to km, utveksling av vann med ytre Oslofjord vil hovedsakelig bare kunne skje gjennom kanalen der skipsleden går (12 m × 130 m). Terskelen ved Svelvik danner et betydelig hinder mot fornyelse av bunnvannet i indre Drammensfjord. Dette har ført til at oksygenforholdene i bunnvannet i Drammensfjorden periodevis har vært dårlig siden før-industriell tid (Smittenberg m.fl., 2005). Tilvekst av industri langs Drammenselva på 1800-tallet førte til økt tilførsel av organisk materiale til Drammensfjorden. Forbruk av oksygen under nedbrytning av dette organiske materialet i vannmassene og senere i sedimentet har ført til en ytterligere forverring av tilstanden i bunnvannet.

Svelvikstrømmen

Drammenselva

Hyggenvika Lierelva

Figur 1 3D-fremstilling av topografien under vann i Drammensfjorden.

(9)

2.1.2 Ferskvannstilførsler

Drammenselva er den dominerende kilden til ferskvann i indre Drammensfjord med sine 250–300 m³/s i årlig middelvannføring, som står for 97 % av fersk- vannstilførselen (NIVA, 1986). Lierelva står for 2 % av ferskvannstilførselen i Drammensfjorden. Ferskvannet dominerer de øverste 2–6 m av vannsøylen i hele indre fjord. Saltvann som ligger under ferskvannslaget blandes inn i ferskvannslaget og gjør at overflatevannet gradvis blir saltere utover fjorden (NIVA, 1986). Den betydelige tilførselen av ferskvann til Drammensfjorden gjør utskiftingen av dypvannet enda vanskeligere ved at ferskvann fortrenger det tyngre saltvannet over terskelen, og dette reduserer sannsynligheten for at vannet over terskelnivå er tyngre utenfor terskelen enn innenfor, noe som er en forutsetning for utskifting av bunnvannet.

2.1.3 Hydrografi og hydrokjemi

Karakteriseringen av vannmassene i Drammensfjorden med de hydrografiske egenskapene (saltholdighet, temperatur og densitet) gir informasjon om fordelingen av ferskvann og saltvann i fjorden og om hvordan ulike vannmasser blandes. I Drammensfjorden som i mange andre fjorder kan vannmassene deles opp i tre hoveddeler. Fordelingen av disse vannmassene i Drammensfjorden er: 1) Overflatevannet fra 0 til ca. 6 m vanndyp, der ferskvann fra Drammenselva og Lierelva dominerer. 2) Sprangsjiktet; over- gangen mellom ferskvannsdominert og saltvannsdominert vann fra 6 til 30 m vanndyp. 3) Dypvannet fra ca. 30 m, der vannet har en relativt konstant saltholdighet på >30‰. Den sterke saltholdighetsgradienten fra ferskvannslaget i overflaten til saltvannet under og de sjeldne utskiftningene av bunnvannet dominerer de hydrografiske og kjemiske forholdene i Drammensfjorden.

Innholdet og omsetning av kjemiske stoffer som oksygen og næringssalter har stor betydning for plante- og dyrelivet i fjorden. Innholdet og omsetning av kjemiske stoffer i overflatelaget domineres av følgende mekanismer:

• Tilførsel med ferskvann

o Næringsalter, miljøgifter, organisk materiale og partikler tilføres overflatevannet via elvene.

• Fotosyntese

o Encellede planter som lever i overflatevannet (planteplankton) forbruker næringssalter som fosfat, nitrat og silikat under fotosyntese av organisk materiale fra CO2. Dette fører til redusert konsentrasjon av næringsalter i overflatevannet.

• Sedimentasjon

o Partikler som transporteres til overflatelaget med Drammenselva og Lierelva eller som blir dannet i vannmassene (vekst av planteplankton, fotosyntese), holder seg suspendert i overflatelaget en stund. Her tar partiklene opp næringsalter gjennom fotosyntese og miljøgifter og andre stoffer ved at disse adsor-

(10)

beres til partiklenes overflate. Partiklene vil etter hvert synke ut av overflatevannet og ned i dypere vannmasser og ende i sedimentet. Dette fører til en transport av partikler, organisk materiale, næringssalter og miljøgifter fra overflatevannet til dypvannet.

Innholdet og omsetning av kjemiske stoffer i dypvannet er dominert av følgende mekanismer:

• Sedimentasjon

o Sedimentasjon fører til transport av næringssalter og miljøgifter fra overflatevannet og ned i dypvannet og til sjøbunnsedi- mentene. Bakterier og kjemiske prosesser vil bryte ned deler av de sedimenterte partiklene i vannmassene og senere i sedimentet. Nedbrytning av organisk materiale forbruker oksygen eller andre tilgjengelige oksidasjonsmiddel, som fører til redusert innhold av oksygen i dypvannet. Dersom nedbrytningen av organisk materiale forbruker alt oksygen i vannmassene, vil sulfat (SO42-) bli brukt som oksidasjonsmiddel (erstatning for oksygen) ved at sulfat reduseres til sulfid (H2S). Konsentra- sjonen av sulfid vil da øke i dypvannet. Dette kan observeres som vann med råtten lukt der oksygenet er brukt opp. Nedbryt- ningen av partikler vil også frigjøre stoffer som er bundet til partiklene, og øker derfor konsentrasjonen av en rekke stoffer i vannfasen i dypvannet. Effekten av transport med sedimenterende partikler kan ofte observeres som høyere konsentrasjoner av næringssalter og noen metaller i dypvannet enn i overflatevannet.

• Dypvannsutskiftninger

o I dypvann skjer det ingen direkte utveksling av oksygen med atmosfæren fordi overflatevannet imellom hindrer dette. Der- som oksygenkonsentrasjonen er blitt redusert som følge av nedbrytning av organisk materiale i dypvannet, kan tilførsel av nytt oksygen bare skje ved at vannmasser med høyere oksygeninn- hold blandes inn i dypvannet. Dette skjer ved det som kalles en tetthetsdrevet dypvannsutskiftning, der oksygenrikt vann utenfor terskelen, som er tyngre (har høyere tetthet/densitet) enn dypvannet innenfor terskelen, strømmer inn over terskelen og blan- der seg med det opprinnelige bunnvannet eller fortrenger dette helt.

2.2 Aktuelle miljøendringer

En av de viktigste oppgavene i dette prosjektet er å overvåke miljøet i Drammensfjorden med tanke på å dokumentere miljømessige endringer i fjorden. Det vil være viktig å fange opp både endringer som innebærer en

(11)

forverring og endringer som innebærer forbedringer av miljøet. Tabellen nedenfor oppsummerer de endringene det spesielt vil bli sett etter i resultatene fra overvåkingen.

Miljøendring Mekanisme årsak Miljøkonsekvenser

Økt

miljøgiftinnhold i sediment

Økning i tilførsel av miljøgifter fra land eller andre kilder. Miljøgifter som sitter på

sedimenterende partikler blir en del av nytt sediment

Økt eksponering av bunnfauna og deres predatorer til miljøgifter.

Vil redusere effekten av tiltak i forurensede sedimenter over tid Redusert

miljøgiftinnhold i sediment

Reduksjon i tilførsel av miljøgifter fra land eller andre kilder. Mindre miljøgifter i nytt sediment

Redusert eksponering av bunnfauna og deres predatorer til miljøgifter Endring av

miljøgiftinnhold i vann og organismer

Endring i tilførsel av miljøgifter til vannmassene fra kilder på land eller fra sedimentet som

sekundærkilde

Endret vannkvalitet og endret eksponering av pelagiske organismer for miljøgifter.

Endring av

næringssaltinnhold i vann

Endring i tilførsel av næringsalter til

overflatevannet fra kilder på land

Økt næringssalttilførsel til overflate vannet kan gi økt algevekst og dermed økt transport av organisk materiale til bunnvannet.

Redusert tilførsel gir motsatt effekt Endring i oksygen

konsentrasjon i dypvannet

Endret tilførsel av organisk materiale.

Endret hyppighet av dypvannsutskiftninger

Økt innhold av oksygen i bunnvannet kan gi bedre vilkår for liv i bunnvannet og på sjøbunnen

Oksygeninnholdet i vannet er grunnlaget for fisk, reker og andre organismer som utnyttes av yrkes- og hobbyfiskere. Miljøgifter i sediment er blitt identi- fisert av miljømyndighetene som en viktig forutsetning for å sikre kvaliteten på vannforekomsten Drammensfjorden og på sjømat som fanges her. Endringer i disse parametrene vil derfor bli fulgt ekstra nøye.

3 Prøvetaking 3.1 Feltprogram

Fase 1 av undersøkelsen ble utført senhøstes 2008. Feltprogrammet inkluderte sedimentprøvetaking, vannprøvetaking og hydrografiske målinger. I tillegg ble det satt ut sedimentfeller for overvåking av sedimentering og ruser for fangst

(12)

av strandkrabbe (Carcinus maenas). På sedimentfellene ble det også plassert passive prøvetakere for måling av løst PAH og PCB. Tabell 1 gir en oversikt over alle stasjoner og prøvetakingstyper. Figur 2 gir en oversikt over undersøkelsesområdet med stasjonsplasseringer.

Tabell 1 Stasjonsinformasjon for samtlige stasjoner i Drammensfjorden 2008.

X: angir prøvematriks på stasjonene.

Stasjonskoordinater (WGS84) Sediment Hydrografi/vannprøver Sedimentfeller

Navn lat long

Vann dyp

(m) Prøvetatt

Dyp (m)

vannprøver Kommentar Elv-1 59,74987 10,2846 x 1,8 x 1,5m x

Felle lagt på GPS pos.

Lat:59,74862 long:10,28328

Gil-1 59,74437 10,2714 x 10

Gil-2 59,74467 10,2684 x 10,5

Gil-3 59,74623 10,2663 x 9

Gil-4 59,74667 10,2633 x 12 x 2m og 9,5m x Gil-5 59,74650 10,2608 x 10,6 Lie-6 59,74483 10,2588 x 20,1

Lie-7 59,74452 10,2524 x 9,6

Lie-8 59,74478 10,2459 x 14 x 2m og 9,5m x

Lie-9 59,74563 10,2476 x 8

Lie-10 59,74362 10,2424 x 5,5

Hol-11 59,73958 10,2415 x 18

Hol-12 59,73747 10,2403 x 24

Hol-13 59,73428 10,2350 x 15,5 x

2m og 13,5m x

Felle flyttet 100m nord grunnet skipstrafikk

Hol-14 59,73552 10,2358 x 18,5 Hol-15 59,73372 10,2373 x 16,5

Elv-2 59,73933 10,2111 x 6 x 2m x

Felle lagt på GPS pos.

Lat:59,73993 long:10,20808 Stø-16 59,73190 10,2397 x 14,6

Stø-17 59,73613 10,2177 x 6,5 Stø-18 59,73138 10,2348 x 9,7 Stø-19 59,73172 10,2290 x 12,8 x 2m og 10m x

Felle flyttet 100m sør grunnet skipstrafikk

Stø-20 59,73255 10,2240 x 9,8 Tan-21 59,73140 10,2425 x 9,8 Tan-22 59,73092 10,2488 x 23 x 2m og 17m x

Tan-23 59,72938 10,2498 x

Tan-24 59,73083 10,2483 x 21

Tan-25 59,72750 10,2567 x 33

Sol-26 59,72550 10,2577 x 13,9 x 2m og 19m x

Sol-27 59,72215 10,2666 x 16

Sol-28 59,71682 10,2678 x 13,7 x 2m og 18m x Sol-29 59,71258 10,2715 x 17 x 2m og 17m x Sol-30 59,71032 10,2746 x 12,9 Ref-1 59,68108 10,3743 x 115 x

2m og

106m x Mistet felle Ref-2 59,70878 10,3753 x 23 x 2m og 27m x

Ref-3 59,67002 10,3807 x 32 x 2m og 27m x

(13)

Figur 2 Oversiktskart over Drammensområdet med stasjonsplasseringer 2008.

3.2 Prøvetaking av sedimenter

Det ble tatt prøver av sedimentet fra 35 stasjoner. Undersøkelsesområdet er delt i seks delområder med fem sedimentstasjoner i hvert område (Figur 3). I tilegg er det to stasjoner i elvene (Drammenselva og Lierelva) og tre referanse-

(14)

stasjoner ved Hyggenvika og Sandtangen. Bunnsedimentene ble samlet inn med en Abdullah kjerneprøvetaker. Det ble benyttet transparente rør (63 mm i diameter) slik at det er mulig å beskrive ulike sjikt i sedimentkjernene (maks rørlengde var 100 cm). På stasjoner med grovt sandig sediment ble det benyttet en KC-fjordgrabb (0,1 m²overflateareal). Det ble tatt fire kjerneprøver fra hver stasjon til analyse av miljøgifter, TOC (totalt organisk karbon) og kornstør- relse. En blandprøve av sjiktene 0-5 cm og 5-10 cm ble opparbeidet og frosset ned i påvente av analyse. I tillegg ble det på 7 utvalgte stasjoner tatt en ekstra kjerne for Pb-210 datering. Disse kjernene ble fordelt i 11 sjikt (0-1 cm, 1-2 cm, 2-3 cm, 4-5 cm, 6-7 cm, 9-10 cm, 12-13 cm, 15-16 cm, 19-20 cm, 23 -24 cm og 28-29 cm). Tabell 2 gir en oversikt over antall kjerner og antall sjiktprøver fra hver stasjon. På utvalgte stasjoner ble det tatt noen tilleggsprøver hvor flere sjikt ble opparbeidet. Disse kan eventuelt analyseres for miljøgifter på et senere tidspunkt

(15)

Tabell 2 Sedimentprøvetaking i Drammensfjorden høsten 2008 (tall i parentes angir antall kjerner i blandprøven). Tilleggsprøvene er lagret i fryser hos DNV.

Stasjon Antall kjerner

Miljøgifter/

korn,TOC

Datering/

Tørrstoff Miljøgifter (tillegg)

GIL1 4 2sjikt (4)

GIL2 4 2sjikt (4)

GIL3 4 2sjikt (4)

GIL4 8 2sjikt (4) 11 sjikt (2) 4 sjikt (2)

GIL5 4 2sjikt (4)

LIE6 4 2sjikt (4)

LIE7 4 2sjikt (4)

LIE8 8 2sjikt (4) 11 sjikt (2) 4 sjikt (2)

LIE9 4 2sjikt (4)

LIE10 4 2sjikt (4)

HOL11 4 2sjikt (4)

HOL12 4 2sjikt (4)

HOL13 8 2sjikt (4) 11 sjikt (2) 4 sjikt (2)

HOL14 4 2sjikt (4)

HOL15 4 2sjikt (4)

STØ16 4 2sjikt (4)

STØ17 * 2sjikt

STØ18 4 2sjikt (4)

STØ19 8 2sjikt (4) 11 sjikt (2) 4 sjikt (2)

STØ20 4 2sjikt (4)

TAN21 4 2sjikt (4)

TAN22 8 2sjikt (4) 10*sjikt (2) 4 sjikt (2)

TAN23 4 2sjikt (4)

TAN24 4 2sjikt (4)

TAN25 4 2sjikt (4)

TAN24 4 2sjikt (4)

SOL26 8 2sjikt (4) 11 sjikt (2) 4 sjikt (2)

SOL27 4 2sjikt (4)

SOL28 4 2sjikt (4)

SOL29 4 2sjikt (4)

SOL30 4 2sjikt (4)

ELV1 * 2sjikt

ELV2 * 2sjikt

REF1 8 2sjikt (4) 11 sjikt (2) 4 sjikt (2)

REF2 4 2sjikt (4)

REF3 4 2sjikt (4)

*Mye grus, måtte tas med grabb

(16)

Figur 3 Oversikt over indre del av Drammensfjorden med stasjonsplas- seringer. Stasjoner innenfor hvert delområde har egen fargekode.

Merk at disse fargekodene ikke er relatert til SFTs klassifisering av sedimentene.

3.3 Sedimentfeller

Det ble etablert 13 sedimentfellestasjoner. Av disse ble 8 stasjoner fordelt i delområdene, 3 er referansestasjoner som representerer områder i fjorden som antas å være upåvirkede av individuelle kilder til forurensning, og 2 stasjoner ble plassert i elvene (en i Drammenselva og en i Lierelva). Fra alle stasjonene, unntatt elvestasjonene, er det satt ut sedimentfeller i to nivåer. Fellene ble plassert ca. 5 m under vannoverflaten og ca. 2 m over bunnen. Til sammen utgjør

(17)

dette 24 prøvetakingspunkt/analyser. Fellene består av 2 til 4 rør pr. instal- lasjon. Rørene har en indre omkrets på 72 mm. På referansestasjonene, hvor det er antatt lavere sedimentering enn på stasjonene lenger inn i fjorden, ble det benyttet sedimentfeller med 4 rør. Figur 4 gir en oversikt over plasseringen av sedimentfellene (Tabell 1 viser posisjon og dyp på stasjonene).

Fellene ble satt ut i perioden 6.-7. november 2008. I tillegg til sedimentfeller ved overflate og bunn, bestod installasjonen av en moring på ca. 40 kg, opp- driftsbøyer ca. 3 m over hver sedimentfelle og en overflatebøye med lys og radarreflektor. Etter utsetting er det gjennomført 3 kontrollrunder for å sjekke at sedimentfelleinstallasjonene ligger på stasjonen og skifting av batteri for lysene (11. og 20. november samt 16. desember 2008).

3.4 Passive prøvetakere

Passive prøvetakere basert på POM-metodikk ble plassert ut på rigg sammen med sedimentfellene (Figur 4; 2 dyp: festet på fellene).

Figur 4 Oversiktskart med plassering av hydrografistasjoner og sediment- feller i Drammensfjorden 2008.

(18)

3.5 Vannkvalitet

13 stasjoner (samme som sedimentfellestasjonene, Figur 4) ble etablert for hydrografiske målinger og vannkvalitet. Hydrografiske parametere (temperatur, saltholdighet, tetthet og oksygen) ble målt med en CTD-sonde i vertikalprofil på hver stasjon. Siktedyp fra hver stasjon ble registrert ved bruk av en secchiskive. Vannprøver fra to dyp (2 m under overflaten og 2 m over bunnen) på hver stasjon ble prøvetatt (Tabell 1). Feltarbeid for vannkvalitet er utført i to perioder høsten/vinteren 2008 (27.-28. september og 16. desember).

3.6 Vurdering av miljøtilstand i vann og sediment

SFT reviderte i 2007 veilederen "Klassifisering av miljøgifter i fjorder og kystfarvann" (TA-1467/1997). Den reviderte veiledningen "Veileder for klassifisering av miljøgifter i vann og sediment" (TA-2229/2007) er basert på risiko for økologiske effekter, og skiller seg derfor fra forrige revisjon, hvor klassene ikke var basert på økologisk risiko, men miljøgiftkonsentrasjoner i sedimentene i forhold til antatt bakgrunnsnivå. Dette betyr at de forskjellige tilstandsklassene nå gjenspeiler forskjeller i estimert risiko for skade på vannlevende organismer.

Organismer som er eksponert for miljøgifter kan akkumulere disse. Gjennom ulike virkningsmekanismer kan miljøgifter ha negative effekter på popula- sjonsnivå. "Veilederen for klassifisering av miljøkvalitet i fjorder og kystvann"

(TA-2229/2007) er basert på internasjonale etablerte systemer for miljø- kvalitetsstandarder og risikovurdering av kjemikalier i EU. Systemet er basert på risiko for negative konsekvenser på miljøet i tråd med metodikken i EUs teknisk veiledende dokument (EC, 2003) og vannrammedirektivet.

Grenseverdiene i SFTs veileder er utledet fra såkalte Predicted No Effect Concentrations (PNEC), som er i tråd med anbefalingene i vannrammedirektivet. En generell illustrasjon for fastsettelse av akseptable vann- og sediment- konsentrasjoner fra PNEC-verdier er vist i figuren under.

Toksdata fra ulike grupper av organismer

Alternativt bruk av applikasjonsfaktorer når toksdata ikke er tilgjengelige eller mangelfulle

Statistisk tolkning (beskyttelse av 95% av artene)

Akseptabel konsentrasj on i vann

Omregning til akseptabel sedimentkonsentrasjon basert på fordelingskoeffisient (vann-sediment)

(19)

Systemet brukt i Norge (den nye revisjonen) for klassifisering av sediment og vannkvalitet er basert på 5 klasser hvor de tre øverste klassene (III-V) representerer forventet økende negativ effekt på biota i vannsøylen og/eller sedimentet. Tabellene under viser de fem kategoriene for effekt på biota.

Sediment- vannkvalitets klassifisering

Kategori I Bakgrunn

Kategori II God

Kategori III Moderat

Kategori IV Dårlig

Kategori V Svært dårlig Effekter på

biota

Bakgrunns-

nivå Ingen toksiske effekter

Kroniske effekter ved langtidseksponering

Akutt toksiske effekter ved kortidseksponering

Omfattende akutt- toksiske effekter

Miljøtilstand og konsekvensene på økosystemet skal derfor evalueres med basis i systemet over. Systemet er imidlertid nytt, og målte konsentrasjoner av miljøgifter vil derfor også bli sammenlignet med konsentrasjoner fra tidligere målinger i Drammensfjorden og i andre sammenlignbare områder.

4 Resultater og diskusjon 4.1 Hydrografi

De hydrografiske målingene som ble gjort i november 2008 viser samme gene- relle forhold som beskrevet tidligere (NIVA, 1986). Figur 5 viser saltholdighet i dypvannet i Drammensfjorden november 2008. Det fremgår at ferskvannslaget i overflaten er begrenset til de øverste 6 m, og at tykkelsen av dette laget er noe større innerst i fjorden nær utløpet av Drammenselva.

(20)

Figur 5 Saltholdighet i Drammensfjorden. Drammen til Svelvik. x viser målepunkter.

Figur 6 viser profil av temperatur, saltholdighet og densitet (tetthet) til vannmassene på Ref 1. Densiteten til sjøvann bestemmes av vannets saltholdighet og temperatur. Densiteten til vannet bestemmer lagdelingen av vannmassene, og forskjeller i denne er det som driver dypvannnsutskiftninger. Når varia- sjonen i saltholdighet er så stor som den er fra overflaten til bunnvannet i Drammensfjorden, vil saltholdigheten ha en dominerende effekt på densiteten.

Dette vises i profilene i Figur 6 ved at profilet for densitet ved Ref 1 ligner profilen for saltholdighet, mens temperaturen ikke varierer i samsvar med densiteten.

(21)

Figur 6 Saltholdighet, temperatur og densitet i Drammensfjorden ved Ref 1.

(22)

Figur 7 – Figur 9 viser densitet og turbiditet i de øverste 0–15 m av vannmassene på stasjonene GIL 4, Tan 22 og Ref 1. På stasjonen GIL 4, som ligger like ved utløpet til Lierelva, består vannmassene av et ferskvannslag fra 0–2 m vanndyp (saltholdighet <1), et brakkvannslag med økende saltholdighet fra 1-6,5 mellom 2 og 5 m vanndyp og et sprangsjikt fra 5–6,5 m vanndyp. På Tan 22 består overflatelaget bare av lag med gradvis økende saltholdighet fra 0-5 m, mens i overflatelaget ved Ref 1 finner vi igjen de to vannmassene i overflatelaget fra GIL 4. Det er målt svært høy turbiditet i de øverste vannmassene (0–2 m vanndyp) i GIL 4 (>60 FTU). Det er sannsynlig at dette skyldes høyt innhold av partikler i ferskvannet som tilføres fra Lierelva. Vi finner høy turbiditet (15–20 FTU) også i overflatevannet ved Tan 22, som domineres av vann fra Drammenselva. I dette tilfellet skyldes dette sannsynligvis partikler i Drammenselva. Lierelva går gjennom områder med mye leiregrunn. Utvasking av leire i elva kan forklare et høyere innhold av partikler i Lierelva enn i Drammenselva.

Figur 7 Densitet og partikkelinnhold i vannet ved GIL4

Figur 8 Densitet og partikkelinnhold Tan 22

Figur 9 Densitet og partikkelinnhold i overflate vannet på Ref 1.

(23)

På en av de ytterste stasjonen som er med i dette overvåkingsprogrammet (Ref 1) er turbiditeten i overflatelaget en mellomting mellom vannmassene i overflaten ved Tan 22 og GIL 4.

Figur 10 Turbiditet i Drammensfjorden overflatevann Elv 2 til Ref 3.

(24)

4.2 Hydrokjemi 4.2.1 Oksygen

Figur 11 Oksygen i Drammensfjorden, Drammen til Svelvik.

Figur 11 viser innhold av oksygen i Drammensfjorden. Innholdet i dypvannet er lavt, men høyere enn 0. Dette er et øyeblikksbilde som viser at det har vært tilført vannmasser med oksygen for ikke så lenge siden. Videre overvåking vil gi mer informasjon om hyppighet av dypvannsutskiftninger og forbruk av oksygen i vannmassene.

4.2.2 Fosfor og nitrogen

Resultatene fra analysene av fosfor og nitrogen i vannprøvene viser at konsentrasjonen av disse næringssaltene i overflatevannet er generelt lavere enn i bunnvannet (vedlegg A). For fosfor gjelder dette alle stasjonene. I bunnvannet i Ref 1 er konsentrasjonen av fosfor om lag 10 ganger høyere enn i bunnvannet i de andre stasjonene. Høyere næringssaltkonsentrasjon i prøvene fra bunnvannet skyldes frigjøring av fosfat under nedbrytning av organisk materiale som sedimenterer fra overflaten. Prøven fra bunnvannet på Ref 1 er hentet fra 95 m vanndyp. Fra 80 m vanndyp inneholder vannmassene lite oksygen, og sedimentet og deler av vannmassene vil være anoksiske. Anoksiske sedimenter kan frigjøre ekstra fosfat fra oppløsning av Fe(III)oksider, som kan inneholde fosfat i tillegg til fosfat frigjort fra nedbrytning av organisk materiale. Dette kan være forklaringen på den ekstra forhøyede konsentrasjonen som ble observert i bunnvannet på Ref 1. Samtidig vil nitrat (NO3-) reduseres til andre nitrogen- forbindelser (NO2-, N2O, N2 eller NH4+) i vannmasser med lite eller ingen oksygen (anoksiske vannmasser). Reduksjon av nitrat i det anoksiske bunnvannet på stasjon Ref 1 til N2 eller N2O, som er gasser og ikke inkludert i analysen av totalt-N, er en mulig forklaring på den mye lavere konsentrasjonen av Totalt-N her.

(25)

4.2.3 Andre karakteriserende parametre

I tillegg til turbiditet, oksygen, temperatur, saltholdighet, fosfor og nitrogen, er det også målt klorofyll a, siktedyp, fargetall og termotolerante koliforme bakterier i vannprøven. Disse parametrene inngår i karakteriseringen av en vannforekomst i henhold til EUs vannrammedirektiv.

Klorofyll finnes i planteplankton og andre alger i sjøen og er en indikasjon på aktiv fotosyntese i vannmassene. Konsentrasjonen av klorofyll var lav i alle vannprøver (<0,89–2,6 µg/l). Prøvene er tatt sent på høsten, da lysforholdene ikke gir grunnlag for vekst av planteplankton.

Siktedyp ble målt på stasjoner for vannprøvetaking. Gjennomsnittlig siktedyp i Drammensfjorden inkludert utløpet av Lierelva og Drammenselva var 3,4 m ±0,8 m, om lag som rapportert tidligere i 1982 (2,7 m) og i 1991 (3,2 m) (NIVA 1994).

Innholdet av termotolerante koliforme bakterier varierte fra 0–840 bakterier pr.

100 ml. Åtte prøver inneholdt mer enn 100 bakterier pr. 100 ml, som kan klas- sifiseres som en mindre god eller dårlig tilstand (SFT, 1997). Dette viser at deler av vannmassen er påvirket av kloakk eller andre utslipp som kan inneholde bakterier.

Det ble også målt fargetall i vannprøvene. Gjennomsnittlig fargetall var 18 mg Pt/l, som er omlag som målt i Drammenselva ved tidligere under- søkelser (NIVA 1985).

4.2.4 Metaller

Figur 12 viser fordelingen av aluminium (Al) i overflatevann og bunnvann på de forskjellige prøvetakingsstasjonene. Resultatene viser at det er betydelig høyere konsentrasjon av Al i overflaten enn i bunnvannet. Al er en viktig bestanddel i leirmineraler. Den høye konsentrasjonen observert i overflatevannet henger sannsynligvis sammen med høyt innhold av partikler (antakelig leirpartikler) i overflatevannet. Dette sees også som høy turbiditet i overflatevannet (se Figur 7 – Figur 9).

(26)

Figur 13 A1-konsentrasjon i vannmassene 2 m dyp og 2 m over bunnen.

Tungmetallene Kadmium (Cd) og kvikksølv (Hg) ble ikke påvist i noen av vannprøvene høsten 2008. Konsentrasjonen av tungmetallene kobber (Cu), bly (Pb), sink (Zn) og nikkel (Ni) er vist kartfigurer i vedlegg A. Konsentrasjon av bly og nikkel tilsvarer en forurensningstilstand fra god til moderat forurenset (klasse II – III). I bunnvannet i Strømsøløpet ble det funnet blykonsentrasjon tilsvarende dårlig miljøtilstand, og konsentrasjonen av kobber og sink tilsvarende dårlig miljøtilstand i de fleste prøvene. Konsentrasjonene av tungmetaller i vann som er rapportert her er sammenlignbar med det som er funnet i Bunnefjorden i indre Oslofjord i 2007 - 2008 (Cu: 1 – 17 µg/l, Pb: 0,3 – 2 µg/l, Zn: 2 – 20 µg/l og Ni: 0,5 – 10,5 µg/l) eller i Drammenselva i 1982 (Cu: 2,4 – 6,5 µg/l, Zn: <10 – 90 µg/l og Ni: <5 µg/l). Konsentrasjonen av disse metallene er høyere i overflatevannet på stasjon Lie-8, Hol-13 og Ref 1 enn i vannet like over bunnen. For Lie-8 og Hol 13 kan dette skyldes kilder til tungmetaller i forbindelse med industri og urbane områder i Drammen, mens ref-1 var forventet å være mindre påvirket av lokale kilder. På de andre stasjonene er konsentrasjonen av disse tungmetallene høyere i bunnvannet enn i overflatevannet. Dette kan forklares på samme måte som for næringssaltene ved at metaller tas opp i eller bindes til partikler i overflaten og sedimenterer ned i dypvannet, hvor nedbrytning av organiske partikler kan frigjøre metaller som er bundet til disse. På Ref 1 finner vi en mye lavere konsentrasjon i

(27)

bunnvannet enn i bunnvannet på de andre stasjonene. På denne stasjonen kan sulfidholdig bunnvann føre til utfelling av metallsulfider og dermed fjerne disse tungmetallene fra vannfasen.

4.2.5 Organiske miljøgifter

Data fra passive prøvetakere (PAH og PCB) vil bli presentert i en senere rapport.

4.3 Sedimenterende materiale

Data fra datering av sedimentkjerneprøver og analyse av materiale fra utplas- serte sedimentfeller vil bli presentert i en senere rapport.

4.4 Sediment

4.4.1 Datering av sedimentkjerner

Tabell 3 viser resultater fra datering av fem sedimentkjerner i Drammens- fjorden. To andre kjerner (Hol-13 og Stø-19) ble også forsøkt datert, men variasjon i Pb-210 aktiviteten gav ikke grunnlag for datering av disse kjernene.

Tabell 3 Resultater fra datering av sedimentkjerner

Stasjonsnavn.

Lineær akkumulasjonsrate,

dybde 0-2 cm (mm år^-1)

Reel blandingsdybde

(cm)

Kvalitetsvurdering av datering

GIL-4 3,9 0,2 – 0,3 ***

REF-1 6,1 0,6 – 0,9 ***

TAN-22 1,1 0,2 – 0,3 *

SOL-26 8,2 2,2 – 3,3 ***

LIE-8 4,5 0,2 – 0,3 ***

*Dårlig datering

***God datering

Resultatene av dateringen viser at blandingsdypet i sedimentet er om lag som den årlige akkumulasjonen av sediment. Dette betyr at nytt sediment som akkumuleres på sjøbunnen i liten grad blandes inn i sedimentet under, noe som betyr at dersom det nye sedimentet er rent, vil dette raskt dominere overflatesedimentet og fungere som naturlig tildekking av sjøbunnen.

4.5 Gilhusbukta

Konsentrasjonene av de undersøkte miljøgiftene er vist i Figur 14.

Metallkonsentrasjonene i sedimentet på Gilhus er lave, tilsvarende forventede bakgrunnsverdier.

(28)

Konsentrasjonene av PAH tilsvarer fra ingen forventede toksiske effekter til kroniske effekter ved langtidseksponering. Sjiktet 5-10 cm på stasjon GIL 4 skiller seg ut med en relativ høy konsentrasjon (10,1 mg/kg TS) og kan representere en lokal hot spot. Dette kan ha sammenheng med den identifiserte kreosotforurensingen i Gilhusbukta.

På de tre dypeste stasjonene er det lavere verdier i overflatesedimentet (0-5 cm) sammenliknet med sjiktet under (5-10 cm). For de grunnere stasjonene er det omtrent samme konsentrasjon mellom de to sjiktene på GIL 1 mens GIL 2 har høyere konsentrasjon i overflatesedimentet sammenliknet med sjiktet under.

PAH-16 Gilhusbukta

0,57 0,302 2,77

0,696 1,3 3,43

2,48 10,1

0,455 2,28

0 2 4 6 8 10 12

GIL 1(0-5 cm) GIL 1(5-1

0 cm) GIL 2(0-5 cm)

GIL 2(5-10 cm) GIL 3(0-5

cm)

GIL 3(5-10 cm) GIL 4(0-5

cm)

GIL 4(5-1 0 cm)

GIL 5(0-5 cm)

GIL 5(5-1 0 cm)

mg/kg TS

Figur 14 PAH-16 i sediment fra Gilhusbukta. Farvekode i henhold til SFTs klassifiseringssystem (se avsnitt 3.6).

PCB-konsentrasjonene er også lave. Bare sjiktet 5-10 cm på stasjon GIL 4 og 5 har konsentrasjoner hvor det er risiko for kroniske effekter ved langtids- eksonering. Generelt viser resultatene at PCB-konsentrasjonene er lavere i toppsjiktet (0-5 cm) sammenliknet med sjiktet under. Siden overflatesedimentet er det materialet som har blitt tilført sist, betyr dette at innholdet av PCB i materialet som danner nytt sediment har blitt mindre i løpet av den perioden de 10 cm som er studert her har akkumulert. Fra målt akkumulasjonsrate (Tabell 3) kan alderen på sedimentet beregnes. De reneste topp- sedimentene (0–5 cm dyp) har blitt dannet fra om lag 1995 og frem til i dag, mens de mer forurensede sedimentene estimeres å stamme fra tidsperioden 1982–1995. Det at det er en tydelig forskjell i konsentrasjon mellom overflatesedimentet og sedimentet under betyr også at blanding av sedimentet ved aktiviteten til bunnlevende dyr (bioturbasjon) er begrenset. Det stemmer også godt overens med estimert reell blandingsdybde fra sedimentdateringen (Tabell 3), som ikke er dypere enn om lag som tykkelsen på sedimentlaget som akkumuleres i løpet av et år. Dette betyr at naturlig tildekking med sediment fra

(29)

Lierelva og Drammenselva kan gi en forbedring med hensyn på PCB i dette området.

PCB-7 Gilhusbukta

0,00156 0,00156 0,00132 0,00584

0,00168

0,0049 0,00541 0,0223

0,0029 0,0282

0 0,005 0,01 0,015 0,02 0,025 0,03

GIL 1(

0-5 cm) GIL 1(

5-10 cm )

GIL 2(0-5 cm) GIL 2(5-10 cm)

GIL 3(0-5 cm) GIL 3(

5-10 cm) GIL 4(0-5 cm)

GIL 4(5-10 cm) GIL 5(

0-5 cm) GIL 5(

5-10 cm )

mg/kg TS

Figur 15 PCB-7 i sediment fra Gilhusbukta.

Konsentrasjonene av TBT tilsvarer generelt en risiko for kroniske efekter ved langtidseksponering. Overflatesjiktet på stasjon GIL 4 og 5 har konsentrasjoner som tisvarer en risiko for akuttoksiske effekter ved kortidseksponering.

TBT Gilhusbukta

12 11 11 11 13

17 35

10 49

13

0 10 20 30 40 50 60

GIL 1(0-5 c m)

GIL 1(5-10 cm)

GIL 2(0-5 c m)

GIL 2(5-10 cm)

GIL 3(0-5 c m)

GIL 3(5-10 cm) GIL 4(0-5 c

m)

GIL 4(5-10 cm) GIL 5(

0-5 c m)

GIL 5(5-10 cm)

ug/kg TS

Figur 16 TBT i sediment fra Gilhusbukta

(30)

Oppsummering Gilhus

● Konsentrasjonene av metallene tilsvarer nivåene som forventes å finnes i antatt upåvirkede områder (bakgrunnskonsentrasjoner).

● Generelt lave konsentrasjoner av PCB. To av ti prøver har en konsentrasjon som tilsvarer en risiko for kroniske effekter ved langtidseksponering. Det er generelt lavere konsentrasjoner i overflatesjiktet sammenlignet med underliggende sjikt. Dette kan indikere en forbedring av miljøsituasjonen med hensyn på PCB i dette området.

● Varierende konsentrasjoner av PAH fra ingen risiko for toksiske effekter til risiko for akuttoksiske effekter. Resultatene indikerer at PAH i store deler av området ikke utgjør noen risiko for negative effekter på vannlevende organismer.

● TBT-konsentrasjonen tilsvarer en risiko for toksiske effekter. Generelt er det ofte høye konsentrasjoner av TBT i fjorder med industrivirksomhet. Nivåene av TBT er relativt lave sammenliknet med nivåene i eksempelvis Sandefjords- fjorden (snitt 2,86 mg/kg ved Framnes nord, DNV, 2008 og 1,0 mg/kg i Bispevika, NGI, 2005)

4.6 Lierstranda

Konsentrasjonene av metallene på Lierstranda er lave. Unntaket er kobber på stasjonene Lie 9 og Lie 10. Konsentrasjonen av kobber er høyest i de dypeste sjiktene på stasjonene nær land, og tilsvarer en risiko for akuttoksiske effekter ved kortidseksponering. Det er lavere konsentrasjoner i overflatesedimentet, noe som indikerer mindre tilførsel i dag enn tidligere.

Kobber Lierstranda

32 22

39 52

43 49 49

67 63

105

0 20 40 60 80 100 120

LIE 6(0-5 cm)

LIE 6(5-10 cm )

LIE 7(0-5 cm) LIE 7(5-10 cm

)

LIE 8(0-5 cm) LIE 8(5-10 cm)

LIE 9(0-5 cm )

LIE 9(5-10 cm) LIE 10(0

-5 c m)

LIE 1 0(5

-10 cm)

mg/kg TS

Figur 17 Kobber i sediment fra Lierstranda.

Sedimentkonsentrasjonene av PAH på Lierstranda varierer, og tilsvarer fra ingen forventede toksiske effekter til risiko for omfattende akuttoksiske effek-

(31)

ter. Det er gjennomgående lavere konsentrasjoner i overflatelaget enn i dypere sjikt, som indikerer at det har vært en reduksjon i tilførsel av PAH til sedimentet.

PAH-16 Lierstranda

0,524 1,05 1,56 25,2

2,01 2,28 7,73

54,4

0,543 4,14 0

10 20 30 40 50 60

LIE 6(0-5 cm

)

LIE 6(5-10 cm) LIE 7(0-5 cm)

LIE 7(5-10 c m)

LIE 8(0-5 cm

)

LIE 8(5-10 cm) LIE 9(0-5 cm)

LIE 9(5-10 cm )

LIE 10(0-5 cm) LIE

10(5-1 0 cm

)

mg/kg TS

Figur 18 PAH-16 i sediment fra Lierstranda.

Konsentrasjonene av PCB på Lierstranda tilsvarer generelt en risko for kroniske effekter ved langtidseksponering. Det er lavere konsentrasjoner i over- flatesjiktene enn dypere sjikt, noe som indikerer enn forbedring av miljøsituasjonen når det gjelder PCB. I overflatesjiktet på to stasjoner er konsentrasjonene så lave at de ikke utgjør noen forventet risiko for negative effekter på vannlevende organismer.

PCB-7 Lierstranda

0,00314 0,00901 0,0218

0,0685

0,0262

0,0582 0,0653 0,144

0,00563 0,0207 0

0,02 0,04 0,06 0,08 0,1 0,12 0,14 0,16

LIE 6 (0-5 cm)

LIE 6(5-10 cm) LIE 7(0-5 cm)

LIE 7(5-10 cm) LIE 8

(0-5 cm) LIE

8(5-10 cm )

LIE 9(0-5 cm) LIE 9(5-10 cm)

LIE 10(0-5 cm) LIE 10(

5-10 c m)

mg/kg TS

Figur 19 PCB-7 i sediment fra Lierstranda

TBT-konsentrasjonene i sedimentet på Lierstranda tilsvarer en risiko for akuttoksisike og kroniske negative effekter på vannlevende organismer. Det er

(32)

ingen tendens til lavere konsentrasjoner i overflatesjiktet (0 – 5 cm sedimentdyp) enn i sjiktet fra 5 – 10 cm sedimentdyp.

TBT Lierstranda

56 120

83

14 82

240

130

27 31

9,6 0

50 100 150 200 250 300

LIE 6(0-5 cm)

LIE 6(5-10 cm )

LIE 7(0-5 cm) LIE 7(5-10 cm

)

LIE 8(0-5 cm) LIE 8(5-10 cm)

LIE 9(0-5 cm )

LIE 9(5-10 cm) LIE 10(0

-5 c m)

LIE 1 0(5-10 cm)

ug/kg TS

Figur 20 TBT i sediment fra Lierstranda

Oppsummering Lierstranda

● Konsentrasjonene av metallene tilsvarer nivåene som forventes å finnes i antatt upåvirkede områder (bakgrunnskonsentrasjoner). Unntaket er kobber, hvor konsentrasjonene i 3 prøver utgjør en risiko for negative toksiske effekter på vannlevende organismer.

● PCB-konsentrasjonene tilsvarer generelt en risiko for kroniske effekter ved langtidseksponering.

● Varierende konsentrasjoner av PAH som tilsvarer klassifisering fra ingen risiko for toksiske effekter til risiko for akuttoksiske effekter.

● TBT konsentrasjonen tilsvarer en risiko for toksiske effekter.

● Resultatene indikerer at for store deler av området er det ikke forventet noen negative effekter på vannlevende organismer av metaller, PAH og PCB (klasse I-II).

● Det er generelt lavere konsentrasjoner av PCB, PAH og kobber i overflatesjiktet sammenlignet med underliggende sjikt, noe som kan indikere mindre tilførsler til overflatesediment nå enn tidligere.

4.7 Holmen

Konsentrasjonene av metaller på Holmen er lave og i en størrelsesorden som forventes å finnes i antatt upåvirkede områder (bakgrunnskonsentrasjoner).