RAPPORT

[219/2014] - 2014

Tynntildekking av forurensede sedimenter Overvåkning av fire testfelt i Grenlandsfjordene

KOLOFON

Utførende institusjon

Norges Geotekniske Institutt, Norsk Institutt for vannforskning og Stockholm Universitet

Oppdragstakers prosjektansvarlig Kontaktperson i miljødirektoratet

Espen Eek Hilde Beate Keilen

M-nummer År Sidetall Miljødirektoratets kontraktnummer

[219/2014] 2014 104 2014: 14028213

Utgiver Prosjektet er finansiert av

Miljødirektoratet Miljødirektoratet

Forfatter(e)

Espen Eek, Morten Schaaning og Gerard Cornelissen (QA)

Tittel – norsk og engelsk

Tynntildekking av forurensede sedimenter -Overvåkning av fire testfelt i Grenlandsfjordene Thin layer capping of contaminated sediments –Monitoring of four test fields in the Grenlandfjords

Sammendrag – summary

NGI har sammen med NIVA og Stockholm Universitet overvåket in situ fluks av dioksiner, ex situ opptak av dioksiner i organismer og passive prøvetakere og tilstand til bentisk habitat og makrofauna-samfunn på fire testfelt med tynn tildekking og referansefelt uten behandling. NGI har hatt ansvar for å lede prosjektet og for in situ fluks målinger. NIVA var ansvarlig for karakteriseringen av bentiske habitater (SPI/BHQ) og ex situ målinger av biotilgjengelighet. SU var ansvarlig for makrofaunaundersøkelsen.

Overvåkningen gikk over to år (2012 - 2014) og var en fortsettelse av overvåkningen gjort i forskningsprosjektet Opticap. Den viktigste overordnede konklusjonen er at tiltakseffektiviteten fra tynnsjikt med aktivt kull er vesentlig større enn den er fra ikke-aktive materialer som kalkstein eller leire. Dette ble funnet for målinger av sediment-vann fluks og akkumulering av dioksiner i sedimentlevende organismer og passive prøvetakere plassert i vann over sedimentene.

Denne effektiviteten synes imidlertid å ha en pris i form av endring av habitat og makrofaunasamfunn som varer i minst fem år etter tiltaket, spesielt på et av områdene der biomangfoldet i utgangspunktet var lavere og faunaen karakterisert av et større innslag av arter som lever av å filtrere partikler løst i vannet. Derfor må alltid fordelen av en nedgang i biotilgjengelig forurensning veies mot risiko knyttet til langvarige endringer av sediment-økosystemet.

1

4 emneord 4 subject words Forurensede sedimenter, tynn tildekking, aktivt Contaminated sediments, Thin layer capping,

karbon tildekking, Dioksin fluks, bunnfauna active carbon capping, Benthic fauna

Forsidefoto

NGI

2 Overvåking av testfelt for tynnsjikttildekking i Grenlandsfjordene 2012-2013| [219/2014]

Innhold

1. Innledning ...... 5 1.1 Forurensning i Grenlandsfjordene ...... 5 1.2 Etablering av testfeltene i Grenlandsfjordene ...... 5 1.2.1 Opticap og Thinc ...... 5 1.2.2 Testfeltene ...... 6 2. Overvåkning av testfeltene 2009 - 2014 ...... 7 3. In situ fluksmålinger ...... 8 3.1 Metode ...... 9 3.2 Resultater og diskusjon...... 11 3.2.1 Tiltakseffektivitet ...... 13 4. Bioakkumulering ...... 15 4.1 Metoder ...... 15 4.2 Resultater og diskusjon...... 16 4.2.1 Analyser av sediment ...... 16 4.2.2 Biotilgjengelighet på referanselokalitetene ...... 16 4.2.3 Effekter av tildekking ...... 18 4.2.4 Oktaklorstyren og heksaklorbensen ...... 21 4.2.5 Tidstrender ...... 22 4.3 Oppsummering og konklusjoner biotilgjengelighet ...... 23 5. Habitatundersøkelser med SPI-kamera ...... 24 5.1 Materiale og metoder ...... 24 5.2 Resultater og diskusjon...... 24 5.3 Konklusjoner SPI ...... 26 6. Makrofauna ...... 26 6.1 Metoder og innsamling av prøver ...... 26 6.2 Resultater og diskusjon...... 27 6.2.1 Antall individer ...... 28 6.2.2 Antall arter ...... 31 6.2.3 Biomasse ...... 32 6.2.4 Samfunn ...... 33 6.2.5 Økologisk klassifisering ...... 34 6.3 Konklusjoner makrofauna ...... 35 7. Konklusjoner ...... 36 7.1 Tiltakseffektivitet ...... 37 7.1.1 In situ målinger av fluks av dioksiner ...... 37

3 Overvåking av testfelt for tynnsjikttildekking i Grenlandsfjordene 2012-2013| [219/2014]

7.1.2 Ex situ målinger av opptak av dioksiner i organismer og passive prøvetakere .. 37 7.2 Effekter på sediment-økosystemet ...... 37 7.2.1 Habitat-analyser ...... 37 7.2.2 Makrofauna ...... 38 8. Referanser ...... 38 Vedlegg 1 Feltrapport in situ fluksmåling ...... 41 Vedlegg 2 NIVA-rapport: Thin layer capping of fjord sediments in . Chemical and biological monitoring 2009-2013...... 42

Vedlegg: 1. Vedlegg 1 Feltrapport in situ fluksmåling 2. Vedlegg 2 NIVA-rapport Thin layer capping of fjord sediments in Grenland. Chemical and biological monitoring 2009-2013.

4 Overvåking av testfelt for tynnsjikttildekking i Grenlandsfjordene 2012-2013| [219/2014]

1. Innledning

NGI og NIVA har på oppdrag fra Miljødirektoratet overvåket effekten av tynntildekking på biotilgjengelighet og sediment-vann flukser av dioksiner og furaner og på bunnfauna samfunnet på fire testfelt i Grenlandsfjordene. De overvåkede testfeltene ble etablert i forskningsprosjektet Opticap og overvåket i regi av Opticap frem til 2011. Det prosjektet som er rapportert her har vært en fortsettelse av overvåkningen av disse testfeltene i to perioder fra desember 2012 til mai 2014.

1.1 Forurensning i Grenlandsfjordene

Magnesiumfabrikken til norsk Hydro, som var virksom i perioden fra 1951 til 2002 på Herøya innerst i Frierfjorden, slapp ut betydelige mengder dioksiner (12 kg/ år på det meste) til miljøet. En betydelig andel av dette havnet i sedimentene i Grenlandsfjordene (Gunneklevfjorden, Frierfjorden, Eidangerfjorden, Ormerfjorden og Langangsfjorden). Magnesiumfabrikken ble lagt ned i 2002, og er derfor ikke lenger en kilde til dioksinutslipp i Grenlandsfjordene. Sedimentene på sjøbunnen har imidlertid lagret dioksiner fra hele denne perioden, og dette ansees nå som den viktigste kilden til miljøgiftforurensing av Grenlandsfjordene.

I sedimentene i de arealmessig mindre områdene nærmest en forurensningskilde vil det ofte være høyere konsentrasjon av miljøgifter enn i de arealmessig store (flere km2) områdene utenfor. Likevel viser modellering av dioksiner i Grenlandsfjordene at tiltak på de sterkt forurensede områdene nærmest Herøya vil ha liten effekt på innholdet av dioksiner i fisk og skalldyr i de ytre fjordomårdene, sammenlignet med effekten av eventuelle tiltak som kan gjøres direkte på de store arealene der dyra holder til (Saloranta et al. 2008). Dette betyr at det kan ha en stor betydning om man klarer å utvikle tiltaksmetoder som kan anvendes på store sedimentarealer. Det er dessuten viktig å avklare hvor stor effektivitet i form av redusert biotilgjenelighet man kan forvente av slike tiltak og om man kan risikere eventuelle negative bivirkninger av tiltakene.

1.2 Etablering av testfeltene i Grenlandsfjordene

1.2.1 Opticap og Thinc I Norge finnes det en rekke fjorder der, på samme måte som i Grenlandsfjordene, et betydelig areal av fjordbunnen er moderat til sterkt forurenset og hvor det samtidig er liten sedimentasjon av rent materiale slik at naturlig restitusjon av sjøbunnen går sakte. I slike områder kan tiltak som reduserer tilgjengelighet og spredning fra sjøbunnen gi en betydelig gevinst i form av redusert spredning av miljøgifter til fisk og andre marine arter som utnyttes som sjømat.

5 Overvåking av testfelt for tynnsjikttildekking i Grenlandsfjordene 2012-2013| [219/2014]

Tiltak på store arealer sjøbunn vil innebære et betydelig inngrep i fjordområdet og medføre stor ressursbruk og kostnader. Både mudring og tradisjonell isolasjons-tildekking vil på kort sikt ødelegge bunnfaunaen og på lang sikt kunne endre denne, samtidig vil kostnadene knyttet til slike tiltak være svært høye. Tildekking av forurensede sedimenter med et tynt lag med rene masser og med et aktivt miljøgiftbindende materiale som aktivt kull, ble derfor studert i forskningsprosjektene Opticap og Thinc med tanke på å optimalisere tynn-tildekking (tildekkingstykkelse < 10 cm) som risikoreduserende tiltak på store arealer sjøbunn. Tynn tildekking forventes å ha mindre negativ effekt på bunnfaunaen og vil også koste mindre enn både mudring og isolasjonstildekking.

1.2.2 Testfeltene En viktig del av forskningsprosjektet Opticap var å etablere fire testfelt (tre i Ormerfjorden og ett i Eidangerfjorden) med tilhørende referansefelt (ett i Ormerfjorden og to i Eidangerfjorden). Hensikten med å etablere disse testfeltene var å teste ut, under så realistiske forhold som mulig, hvordan tynn tildekking kan legges ut, hvor effektivt tynn- tildekking er til å redusere utlekking og eksponering for dioksiner og furaner fra sjøbunnen i dette området, og om tynn-tildekking har negative bi-effekter på bunnfauna. Testfeltene og referansefeltene ble plassert slik at disse var så like som mulig med tanke på innhold av dioksiner og furaner (Tabell 1) og med hensyn på andre miljøforhold.

Tabell 1 viser hvilke testfelt som ble etablert og tykkelsen av tildekkingslaget som ble målt på disse like etter at disse var etablert.

Testfeltene etablert av Opticap

Testfelt Område Konsentrasjon før Tildekking Tykkelse tildekkingslag tildekking (TEQ (cm) PCDD/F ng/kg) FO 1 Ormerfjorden 352 Knust kalk fra NOAH 2,1 ± 1,2 Langøya (0 – 5 mm)

FO 2 Ormerfjorden 344 Mudret leire 3,7 ± 1,1 FO 3 Ormerfjorden 182 Mudret leire og 1,1 ± 0,6 Aktivt kull (AC)

FO 4 Ormerfjorden 346 Referansefelt 0 FE 5 Eidangerfjorden 1019 Mudret leire og AC 1,2 ± 0,3

FE 6 Eidangerfjorden 1278 Referansefelt 0

6 Overvåking av testfelt for tynnsjikttildekking i Grenlandsfjordene 2012-2013| [219/2014]

Figur 1. Oversiktskart med plassering av testfeltene

2. Overvåkning av testfeltene 2009 - 2014

Hensikten med overvåkningen av testfeltene var å undersøke utviklingen i tynntildekkingens evne til å redusere tilgjengelighet av dioksiner og furaner og effekten tildekkingen har på kvaliteten på bunnfaunahabitatet og bunnfaunasammensetningen. Overvåkningen er en fortsettelse av overvåkningen som ble gjennomført i regi av forskningsprosjektene Opticap og

7 Overvåking av testfelt for tynnsjikttildekking i Grenlandsfjordene 2012-2013| [219/2014]

Thinc. På testfeltene ble utlekking av dioksiner og furaner overvåket med in situ flukskamre, bio-tilgjengelighet ble overvåket ved gjentatt prøvetaking med boxcore-utstyr, der opptak av dioksiner og furaner i bunnlevende organismer på disse prøvene ble målt. I tillegg ble kvalitet og sammensetning av bunnfauna overvåket ved bruk av sediment profil kamera (SPI) og ved å samle inn prøver for analyse av bunnfauna. Tabell 2 viser overvåkningsprogrammet for Opticap/Thinc og det som ble gjennomført i dette overvåkningsprosjektet i regi av Miljødirektoratet.

Tabell 2 Overvåkning i Opticap/Thinc og i dette prosjektet Opticap grå bakgrunn, overvåkning i regi av miljødirektoratet er merket med hvit bakgrunn

Måling Vår Høst Vår Høst Vår Høst Vår Høst Vår Høst Vår Høst 2009 2009 2010 2010 2011 2011 2012 2012 2013 2013 2014 2014

In situ fluks av dioksiner fra X X X X X X sediment

Bio- akkumulering X X X av dioksiner

Bestemmelse X X X X X X X av BHQ (SPI)

Makrofauna X X X kartlegging

Rapportering X X X X

3. In situ fluksmålinger

Helt siden testfeltene ble laget i 2009 har disse blitt overvåket med flukskamre som måler in situ utlekking (fluks) av dioksiner fra sjøbunnen til overliggende vann. Denne metoden ble også brukt i den fortsatte overvåkningen. Flukskamre ble satt ut i tre paralleller på alle testfeltene og på to referansefelt i to seksmåneders perioder mellom 2012 og 2014.

8 Overvåking av testfelt for tynnsjikttildekking i Grenlandsfjordene 2012-2013| [219/2014]

3.1 Metode

Flukskammeret virker ved at et areal av sjøbunnen lukkes inne av flukskammeret (et kammer av stål som er åpent i bunnen men lukket mot vannet over) og organiske miljøgifter som lekker ut av sjøbunnen samles opp i en «infinite sink» absorbent (oftest et plast materiale som binder organiske miljøgifter sterkt og dermed trekker disse til seg) inne i kammeret. Semipermeable membrane devises (SPMD) er benyttet som «infinite sink» for måling av dioksinfluks. Metoden er beskrevet av Eek m. fl. (2010), NGI (2012b) og Cornelissen m.fl. (2012)

Figur 2. Illustrasjon av prinsippet for hvordan flukskammeret virker

9 Overvåking av testfelt for tynnsjikttildekking i Grenlandsfjordene 2012-2013| [219/2014]

Flukskamre ble satt ut i tre paralleller på alle testfeltene og på referansefeltet i Ormerfjorden og et av referansefeltene i Eidangerfjorden (til sammen 18 kamre) på samme måte og samme sted som det ble gjort i overvåkningen av testfeltene i Opticap-prosjektet (NGI 2012b). På testfeltene i Ormerfjorden ble det satt ut tre enkeltkamre på hvert felt. På testfeltene i Eidangerfjorden ble det satt ut en tripod (trebeinet ramme for plassering av overvåkningsutstyr på sjøbunnen, se figur 3a) på hvert felt med tre kamre festet i tripoden (Figur 3 a og b). Tripoden ansees som bedre egnet til utsetting på dypt vann fordi den sikrer at kamrene står horisontale når de settes ned.

Flukskamre ble satt ut 10. desember 2012 og hentet opp 30. mai 2013. Flukskamrene ble deretter satt ut igjen 25. oktober 2013 og hentet opp 26. mai 2014. Alt feltarbeid ble gjennomført med Forskningsfartøyet FF Trygve Braarud (UiO).

Rett etter at flukskamrene var tatt opp fra sjøbunnen ble innsiden av kamrene og SPMD- membranene nøye inspisert for å se om eksponeringen hadde vært vellykket. Det ble sett etter følgende tegn på at eksponeringen ikke hadde fungert: • Topplokket som lukker kammeret hadde ikke vært lukket o Biologisk aktivitet inne i kammeret o Partikler eller biota mellom lokket og kammertaket • Sediment eller tildekkingsmasse på SPMD-membranen inne i kammeret

Vedlegg 1 viser en oversikt over resultatet av denne vurderingen av flukskamrene i felt.

SPMD-membranene ble etter opphenting analysert hos Ökometric Gmbh, Bayreuther Institut für Umweltforschung, Bayreuth, Tyskland. Alle igjenfunne membraner ble analysert, men bare de som ikke hadde tegn til partikkelkontaminering eller åpent kammer ble inkludert i datagrunnlaget for beregning av fluks. Vurderinger av hvilke membraner som skulle brukes i beregningen ble gjort basert på observasjoner gjort i felt før resultatet av analysen var kjent.

a) b) c)

Figur 3. Bilder fra opphenting av flukskamre 30 mai 2013. a) Tripod med flukskamre på dekk, b) tre enkeltkamre, c) Kammer uten partikler eller annen forstyrelse, eksponering OK.

Fluks fra sjøbunnen (F) av stoff i ble beregnet for hvert flukskammer fra innhold av de ulike dioksinene og furanene i SPMD-membranen (M), arealet av sjøbunnen som er avgrenset av flukskammeret (A) og eksponeringstiden (tiden kammeret har stått ute (t)).

= × 𝑀𝑀 𝐹𝐹 A = 0,049 m2 og t = eksponeringstiden (hhv 171 𝐴𝐴og 213𝑡𝑡 dager for de to periodene).

10 Overvåking av testfelt for tynnsjikttildekking i Grenlandsfjordene 2012-2013| [219/2014]

3.2 Resultater og diskusjon

Summert fluks av dioksiner og furaner beregnet om til toksisitetsekvivalenter (TEQ) fra testfeltene og referansefeltene i Grenlandsfjorden er vist i Figur 4 sammen med resultatene fra tidligere overvåkning gjort i Opticap-prosjektet.

11 Overvåking av testfelt for tynnsjikttildekking i Grenlandsfjordene 2012-2013| [219/2014]

35 1) - 30 2 d - 25

20

15

10

5 Flux PCDD/F (pg TEQ m TEQ PCDD/FFlux (pg 0 Mnd. 1-8 Mnd. 1-8 Mnd. 1-8 Mnd. 1-8 Mnd. 1-8 Mnd. 8-14 Mnd. 8-14 Mnd. 8-14 Mnd. 8-14 Mnd. 8-14 Mnd. 8-14 Mnd. 14-20 Mnd. 20-23 Mnd. 39-45 Mnd. 49-56 Mnd. 14-20 Mnd. 20-23 Mnd. 39-45 Mnd. 49-56 Mnd. 14-20 Mnd. 20-23 Mnd. 39-45 Mnd. 49-56 Mnd. 14-20 Mnd. 20-23 Mnd. 39-45 Mnd. 49-56 Mnd. 14-20 Mnd. 39-45 Mnd. 49-56 Mnd. 14-20 Mnd. 39-45 Mnd. 49-56 Ormer-Ref (FO4) Ormer-Kalk (FO1) Ormer-Leire (FO2) Ormer-AC (FO3) -Ref (FE6) Eidger-AC (FE5)

Figur 4. Fluks av sum toksisitetsekvivalenter (TEQ) for dioksiner og furaner (PCDD/F) fra de ulike testfeltene i Ormerfjorden (FO1, FO2, FO3 og FO4) og i Eidangerfjorden (FE5 og Fe6). Fluks av sum TEQ PCDD/F beregnes ved å multiplisere fluksen av hvert enkelt stoff med en faktor for toksisitet til hvert enkelt stoff.

12 Overvåking av testfelt for tynnsjikttildekking i Grenlandsfjordene 2012-2013| [219/2014]

3.2.1 Tiltakseffektivitet Fra fluks målt på testfeltene og på referansefeltene kan man beregne prosentvis reduksjon i fluks fra sjøbunnen som følge av en type tildekking eller behandling. Dette kalles tiltaksefffektivitet. Figur 5 viser utviklingen av tiltakseffektivitet i perioden for feltene behandlet med aktivt kull (FO3 og FE5) og feltene tildekket med passive materialer (FO1 og FO2).

Fluksen av dioksiner fra referansefeltene er gjennomgående høyere enn fluksen fra de tildekkede feltene for alle feltene i det meste av perioden overvåkningen har foregått. Resultatene fra overvåkningen av testfeltene i Ormerfjorden viser at fluksen fra de to testfeltene tildekket med kalk og mudret leire (FO1 og FO2) var betydelig mindre enn fra referansefeltet (FO4) i de 23 første månedene etter utlegging av tildekkingen. 39 – 56 måneder etter utleggingen av tildekkingen var imidlertid utlekkingen fra disse feltene økt og var ikke vesentlig forskjellig fra fluksen fra referansefeltet. For begge feltene som er tildekket med AC og leire (FO3 = AC feltet i Ormerfjorden og FE5 = AC-feltet i Eidangerfjorden) var utviklingen motsatt: like etter utlegging av AC på testfeltene var fluksen fra disse-feltene om lag halvparten av fluksen på referansefeltene (FO4 og F55), mens i målingene som ble gjort fra 39 – 56 måneder etter utlegging av AC var fluksen fra disse feltene sunket og var bare 15 % av gjennomsnittsfluksen fra referansefeltene.

Beregnet tiltakseffektivitet viser at på lang sikt er det tydelig at det er behandling med aktivt kull som gir den høyeste tiltakseffektiviteten (84 – 86 % etter 56 måneder). Tiltakseffektiviteten ved tynn tildekking med passive materialer gav relativt god effektivitet like etter tildekking (79 og 82%) men etter 56 måneder ble denne effektiviteten redusert til bare 44 og 46%. Resultatene viser at tiltakseffektivitet med hensyn til fluks økte gradvis for de feltene som var behandlet med det aktivt bindende materiale (AC). På feltene som var behandlet med materialer som ikke binder dioksiner eller furaner spesielt godt (passive materialer: leire og knust kalkstein) minket tiltakseffektiviteten gradvis. Disse motsatte trendene kan forklares med to ulike mekanismer som sannsynligvis begge virker i større eller mindre grad på de tildekkede testfeltene; i) dioksintransport fra sedimentpartiklene til de sterk sorberende AC partiklene går langsomt og tar flere år, som en tidligere modelleringsstudie også har vist (Werner et al, 2006 ), derfor øker tiltakseffektiviteten av AC-feltene gradvis; ii) feltene blir stadig dekket av et lag lett forurenset nytt sedimenterende materiale, og dioksiner og furaner i dette materialet kan også bindes til det aktive kullet med tiden (men ikke til de passive materialene); NGIs arbeid i Trondheim og USA har tidligere vist at AC er like aktiv binder av organiske miljøgifter etter noen år i felt som like etter utlegging (Oen et al. 2012).

Tildekkingslaget på kalkfeltet var noe tykkere enn tildekkingen på AC-feltene (se tabell 1), men sannsynligvis tynnere enn bioturbasjonsdypet. Dette tildekkingslaget kan derfor ha hatt en god isolerende effekt like etter utleggingen, men denne effekten kan gradvis ha blitt redusert ved at bioturbasjonen fører til at forurensede partikler fra sedimentet under blandes opp til overflaten av tildekkingen eller forurensede partikler (for eksempel oppvirvlet fra sediment utenfor testfeltet) kan ha sedimentert på toppen av tildekkingen. Siden kalkpartiklene har relativt liten bindingsevne for dioksiner kan en slik blanding og tilførsel av forurensede partikler ha gitt gradvis økt porevannskonsentrasjon av dioksiner og furaner i sjøbunnsoverflaten og dermed økt fluks med tiden.

13 Overvåking av testfelt for tynnsjikttildekking i Grenlandsfjordene 2012-2013| [219/2014]

100% 90% 80% 70% 60% 50% 40% 30% 20% TILTAKSEFFEKTIVITET (%) TILTAKSEFFEKTIVITET 10% 0% 8 14 20 23 39 56 MÅNEDER ETTER KONSTRUKSJON AV TESTFELTENE

Ormer-AC (FO3) Eidanger-AC (FE5)

100% 90% 80% 70% 60% 50% 40% 30%

TILTAKSEFFEKTIVITET (%) TILTAKSEFFEKTIVITET 20% 10% 0% 8 14 20 23 39 56 MÅNEDER ETTER KONSTRUKSJON AV TESTFELTENE

Ormer-Kalk (FO1) Ormer-Leire (FO2)

Figur 5.Tidsutvikling av tiltakseffektivitet med hensyn til fluks for testfeltene med og uten aktivt kull. Tiltakeffektivitet for testfeltene i Ormerfjorden (FO1, FO2, FO3) er beregnet i forhold til gjennomsnittsfluks fra referansefelt i Ormerfjorden (FO4). Tiltakseffektiviteten i testfeltet i Eidangerfjorden (FE5) er beregnet i forhold til gjennomsnittsfluksen fra referansefeltet i Eidangerfjorden (FE6)

14 Overvåking av testfelt for tynnsjikttildekking i Grenlandsfjordene 2012-2013| [219/2014]

4. Bioakkumulering

Bioakkumulering ble målt ex situ på Marin Forskningsstasjon Solbergstrand ved å eksponere to testorganismer i boks-kjerneprøver overført fra testfeltene i Grenlandsfjordene til bløtbunnslaboratoriet på Marin Forskningsstasjon Solbergstrand. De to testorganismene (børstemark og nettsnegl) har forskjellig levemåte og næringsopptak. I tillegg til de to sedimentlevende organismene ble opptak av dioksiner fra vannet over sedimentet undersøkt med passive prøvetakere. Til sammen gir disse tre prøvetypene ulike mål på biotilgjengeligheten av dioksiner i sedimentene.

4.1 Metoder

De to testorganismene (børstemark og nettsnegl) har forskjellig levemåte og næringsopptak. Børstemarken lever i ventilerte graveganger ofte ned til 20-30 cm under sedimentoverflaten og tar opp dioksiner dels over tarmen via inntak av helt sediment og dels fra porevannet direkte gjennom kroppsoverflaten. Nettsneglen tilbringer det meste av tiden like under sedimentoverflaten og beveger seg sjelden dypere enn ca 3 cm. Den er beskyttet av et skall som dekker størstedelen av kroppen og antas å få en større andel av dioksinnholdet via selektivt opptak av næringsrike partikler fra sedimentets overflate.

5.-6. desember 2012 ble duplikate boks-kjerneprøver overført fra hvert av de seks prøvefeltene i Eidangerfjorden og Ormerfjorden til forskningstasjonen på Solbergstrand. På stasjonen ble de straks plassert i et kar fylt med gjennomstrømmende sjøvann med temperatur og saltholdighet tilsvarende typiske forhold på innsamlingsstedene, dvs ca 8ºC og saltholdighet (PSU) 34. Boksene ble forsynt med lokk og vannet over sedimentet ble kontinuerlig omrørt, luftet og skiftet ut med vann fra stasjonens vanninntak på 60m dyp. Organismene ble innsamlet fra en lite forurenset lokalitet ved Jeløya, Ytre Oslofjord og 20 individer av hver art ble tilsatt hver boks. Børstemarkene (Nereis diversicolor) ble tilsatt 27.12.2012. Sneglene (Hinia reticulata) ble på grunn av lite tilgjengelige dyr i desember 2012 innsamlet og tilsatt boksene i mai påfølgende år. Begge organismene ble eksponert til de ble samlet inn fra boksene i august 2013. Passive prøvetakere (SPMD; Semi-Permeable Membrane Device) ble montert på stålholdere festet under lokket slik at underkanten var ca 5 cm over sedimentoverflaten. Omrøringen var svak slik at partikkeloppvirvling ikke skal ha forekommet i løpet av eksponeringstiden for SPMDene (10.01.-16.04.2013). SPMD’ene ble tørket av med fuktig papir før lagring i metallesker og forsendelse til laboratoriet. Børstemarkene fikk gå seg rene over natten i begerglass fylt med ca 250 ml sjøvann. Sneglenes bløtdeler ble adskilt fra skallet og skyllet med sjøvann. Individer fra hver boks ble blandet på prøveglassene før nedfrysing (-20ºC) og forsendelse til laboratoriet. Like mengder sediment fra topplaget (0-2 cm) fra de to replikate boksene ble overført til glødete glass for analyse av konsentrasjoner i en sedimentprøve fra hvert felt. Sedimentprøvene ble frysetørket og analysert for organisk karbon ved NIVAs laboratorium i Oslo. Alle prøvene ble analysert for dioksiner, furaner (PCDD/F), heksaklorbensen (HCB) og oktaklorstyren (OCS) ved Ökometric Gmbh, Bayreuther Institut für Umweltforschung og alle resultater ble omregnet til toksisitetsekvivalenter med faktorene fastsatt av Verdens Helseorganisasjon (se vedlegg 1). For bioakkumulering er alle resultater gitt i pikogram (pg) toksistetetsekvivalenter (TE) per gram våtvekt. Opptaket i

15 Overvåking av testfelt for tynnsjikttildekking i Grenlandsfjordene 2012-2013| [219/2014]

SPMD’ene ble omregnet til fluks (pg m-2 dag-1) ved å normalisere mot sedimentareal og eksponeringstid som beskrevet i Josefsson et al., 2012. Materiale og metoder er mer utførlig beskrevet i vedlegg 2.

4.2 Resultater og diskusjon 4.2.1 Analyser av sediment Resultatene av sedimentanalysene 4 år etter tildekkingen av testfeltene viste at innholdet av organisk karbon var lavere i Ormerfjorden enn i Eidangerfjorden. Dette var i overenstemmelse med tolkningen av SPI-bildene (se avsnitt 5 nedenfor) som viste raskere sediment-tilvekst og trolig også høyere tilførsler av organisk materiale i de dypeste delene av fjordområdet. Forskjellen mellom FE5 og FE6 bekreftet at aktivt kull tilsatt på FE5 bidro til analysen av TOC.

Konsentrasjonene av de klororganiske forbindelsene var 2-3x høyere på referensefeltet i Eidangerfjorden enn på feltet tildekket med AC og leire. Dette var ventet som følge av fortynning av det forurensede sedimentet med renere tildekkingsmaterialer. På grunnlag av tidligere analyser (Tabell 1) hadde vi forventet å finne lavere konsentrasjoner i Ormerfjorden enn i Eidangerfjorden. Analysene av OCS og HCB i prøven fra FO2 ga ingen bekreftelse på dette, men videre spekulasjoner på hva dette kan skyldes er lite tilrådelig på grunnlag av en enkelt observasjon.

Tabell 3. Konsentrasjoner av total organisk karbon (TOC), dioksintoksisitet (PCDD/F TE), oktaklorstyren (OCS) og hexaklorbensen (HCB) i sedimenter fra testfelt i Ormerfjorden (FO) og Eidangerfjorden (FE). TOC PCDD/F TE OCS HCB (mg g-1) (pg g-1) (pg g-1) (pg g-1) FO2 (leire) 13,5 247 1 280 20 900 FE5 (AC-leire) 33,0 249 670 7 950 FO4 (referense) 15,6 - - - FE6 (referense) 20,4 454 1 230 22 200

4.2.2 Biotilgjengelighet på referanselokalitetene

Sneglene fra referanselokalitetene inneholdt 4,6 ± 1,0 pg g-1 w.w. (gjennomsnitt ± et standard-avvik) i Eidangerfjorden og 4,2 ± 0,8 pg g-1 w.w. i Ormerfjorden (Figur 6). Tilsvarende viste opptak i passive prøvetakere (beregnet som fluks) på referansefeltene 2,9 ± 1,8 pg m-2 dag-1 i Eidangerfjorden og 2,2 ± 1,8 pg m-2 dag-1 i Ormerfjorden. Således fantes det ikke klare forskjeller verken mellom prøvetakinger eller mellom de to fjordene. Betydelig forskjell i opptak i passive prøvetakere mellom de to replikate boksene innsamlet i 2012 indikerte relativt store tilfeldige variasjoner i målingene. Ved å sammenligne opptak i passive prøvetakere målt i alle duplikate prøver (6 par, referanse- og tildekkings-feltene) i 2012 ble det funnet en relativ usikkerhet på 33,1% for opptak i passive prøvetakere sammenlignet med 10,7% for sneglene. Børstemarkene viste ofte noe høyere vevskonsentrasjoner enn sneglene, 21,7 ± 13,4 pg g-1 w.w. i Eidangerfjorden og 13,4 ± 5,2 pg g-1 w.w. in Ormerfjorden, men relativ usikkerhet på 33% var omtrent som for passive prøvetaker. Denne usikkerheten

16 Overvåking av testfelt for tynnsjikttildekking i Grenlandsfjordene 2012-2013| [219/2014] inkluderer reelle forskjeller i konsentrasjon av dioksiner, organisk innhold, lagdeling, bioturbasjon og annet mellom de to boksene innsamlet på samme stasjon, men noen meter fra hverandre. I tillegg kan det være små variasjoner i den interne omrøringen i boksene og variasjoner i størrelse, fettinnhold og generell helsetilstand hos dyra tilsatt i laboratoriet. Alle disse feilkildene gjør det vanskeligere å finne statistisk signifikante forskjeller mellom de seks prøvefeltene og mellom de ulike tidspunktene.

Hinia reticulata (pg g-1 w.wght.) 8

6

4

2

0 2009 2010 2012a 2012b 2009 2010 2012a 2012b FE6 FE6 FE6 FE6 FO4 FO4 FO4 FO4

Nereis diversicolor (pg g-1 w.wght.) 40

30

20

10

0 2009 2010 2012a 2012b 2009 2010 2012a 2012b FE6 FE6 FE6 FE6 FO4 FO4 FO4 FO4

Opptak i passive prøvetakere (pg m-2 day-1) 6

4

2

0 2009 2010 2012a 2012b 2009 2010 2012a 2012b FE6 FE6 FE6 FE6 FO4 FO4 FO4 FO4

Figur 6 Bioakkumulering og opptak i passive prøvetakere av dioksiner (SumPCDD/F WHO-TE) på referanselokalitetene i Eidangerfjorden (FE6) og Ormerfjorden (FO4).

17 Overvåking av testfelt for tynnsjikttildekking i Grenlandsfjordene 2012-2013| [219/2014]

Selv om forskjellen mellom konsentrasjonen i sneglene og børstemarken ikke var statistisk signifikant, kan det være flere grunner til at det ofte ble observert høyere konsentrasjon av dioksiner i børstemark enn i snegl. Fettinnholdet i børstemarken er ca 5x høyere enn i sneglen (Ruus et al., 2005). Sneglene er eksponert nærmere sedimentoverflaten der konsentrasjonene er lavere enn i de eldre lagene dypere ned der børstemarkene holder til. Forskjellen kan også skyldes at skall beskytter sneglene mot direkte opptak fra porevannet i større grad enn børstemarken og selektivt opptak av næringsrike partikler kan innebære at opptaket via føden hos snegl er dominert av nyere organisk materiale med lavere innhold av dioksiner.

Til tross for ca dobbelt så høye konsentrasjoner av dioksiner i sedimentene i Eidangerfjorden, var det ikke klare forskjeller mellom de to referanselokalitetene, hverken med hensyn til opptak i passive prøvetakere, snegl eller børstemark. Dette kan indikere at biotilgjengeligheten var lavere i Eidangerfjorden enn i Ormerfjorden, hvilket var forventet fra det høyere innholdet av organisk karbon i sedimentene i Eidangerfjorden (3,60% TOC målt i sediment fra boks fra FE6) sammenlignet med Ormefjorden (1,56% TOC målt i sediment fra boks fra FO4).

4.2.3 Effekter av tildekking

Fordi det ikke ble observert klare forskjeller mellom prøvetakingstidspunkter eller mellom de to referanselokalitetene, er det rimelig å anta at forskjeller mellom de forskjellige feltene skyldes de ulike behandlingene.

De laveste opptakene i passive prøvetakere ble observert på de to feltene behandlet med AC og leire, men variansanalysen (ANOVA) viste ingen signifikante forskjeller mellom noen av feltene ved anbefalt 95% signifikansnivå. I figur 7 (nedre diagram) er dette vist ved at alle søylene som viser gjennomsnittlig opptak i passive prøvetakere på hvert felt målt en gang i 2010 og to ganger i 2012 er merket med samme bokstav (A).

Sneglene (figur 7, øvre diagram) viste også lavere vevskonsentrasjoner i de to feltene behandlet med aktivt karbon, men til forskjell fra opptak i passive prøvetakere, var alle tildekkingsfeltene signifikant lavere enn de to kontrollfeltene. I Ormerfjorden var konsentrasjonen av dioksiner i snegl fra feltet dekket med 1,2 cm AC og leire (FO3) også signifikant lavere enn i snegl fra feltet dekket med 3,7 cm ren leire (FO2).

Også børstemarkene inneholdt lite dioksiner på feltene dekket med AC/leire. I Eidangerfjorden var innholdet signifikant lavere enn på referansefeltet, men i Ormerfjorden var AC/leire (FO3) signifikant lavere enn knust kalkstein (FO1), men ikke signifikant forskjellig fra leire (FO2) eller referanse (FO4).

For å bedre utsagnskraften (power) i den statistiske analysen ble alle observasjonene normalisert mot de respektive referansefeltene slik at de tre matriksene snegl, børstemark og passive prøvetakere kunne slås sammen til ett samlet mål for biotilgjengelighet. Til dette formålet ble «fluksene» omregnet til konsentrasjon i de passive prøvetakerne slik at enheten blir den samme for alle matriksene. Dermed kunne sammenligningen gjøres med et større antall prøver (n=10) fra hvert felt (totalt antall prøver = 60). Dette ga meget høy utsagnskraft med p=0,9999 og LSN (Least Significant Number) = 39. LSN angir hvor mange prøver som måtte ha vært analysert dersom utsagnskraften skulle ha vært tilfredsstillende med den

18 Overvåking av testfelt for tynnsjikttildekking i Grenlandsfjordene 2012-2013| [219/2014] variansen som ligger i datasettet. Seksti analyserte prøver var således vesentlig større enn det antallet som kreves for tilstrekkelig utsagnskraft.

Hinia reticulata (pgTE g-1 w.w.) 6 A A 4 B BC 2 BC C

0 FE5 FE6 FO1 FO2 FO3 FO4

Nereis diversicolor (pgTE g-1 w.w.)

25 A AB 20

15

10 ABC BC BC 5 C 0 FE5 FE6 FO1 FO2 FO3 FO4

Flux (pgTE m-2 d-1) 8

6 A

4 A A A 2 A A

0 FE5 FE6 FO1 FO2 FO3 FO4 AC-leire Ref. Kalkstein Leire AC-leire Ref.

Figur 7. Gjennomsnittlig konsentrasjon av dioksiner (Sum PCDD/F WHO TE) i børstemark (Nereis diversicolor) og snegl (Hinia reticulata) og opptak i passive prøvetakere (fluks) på de seks testfeltene i Eidangerfjorden (FE) og Ormerfjorden (FO) målt 0-4 år etter tildekking. Søyler merket med samme bokstav er ikke signifikant forskjellige (p<0,05) (ANOVA Student’s t-test). F.eks. er søylen merket BC i midterste diagram (FO2) signifikant forskjellig bare fra søylen merket A (FE6). Analyser av en prøve fra hvert felt i 2009 og 2010 og to i 2012/13 ga n=3 for passive prøvetakere og børstemark, n=4 for snegl. Merk at y-aksen er pg g-1 våtvekt for de to øverste diagrammene, pg m-2 d-1 for det nederste.

19 Overvåking av testfelt for tynnsjikttildekking i Grenlandsfjordene 2012-2013| [219/2014]

På feltene dekket med AC og leire ga det samlete målet for biotilgjengelighet en tiltakseffektivitet tilsvarende 69,1 % redusert opptak av dioksiner i passive prøvetakere og organismer i Ormerfjorden og 71,2 % i Eidangerfjorden (Figur 8). I Ormerfjorden var det ikke signifikant endret biotilgjengelighet på feltet dekket med ren leire, men litt overraskende ble det observert en signifikant økning av biotilgjengeligheten på feltet behandlet med knust kalkstein (Figur 8). Spesielt børstemark og opptak i passive prøvetakere bidro til økt biotilgjengelighet på dette feltet. Sammenlignet med de andre tildekkingslagene var knust kalkstein et grovere materiale som gir mindre diffusjonsmotstand og inneholdt sannsynligvis tilnærmet null organisk karbon. Begge deler kan ha bidratt til høyere konsentrasjoner i porevannet. Variasjoner i porevannskonsentrasjon er styrende for variasjoner i fluks fra sediment til vann (og dermed opptak i passive prøvetakere og i henhold til diskusjonen over sannsynligvis også styrende for konsentrasjon i børstemark.

Forholdet mellom opptak i passive prøvetakere og organismer i tildekket vs ikke tildekket felt 2,0 A

1,5

B B 1,0 BC

0,5 C C

0,0 FE5 FE6 FO1 FO2 FO3 FO4 AC-leire Ref. Kalkstein Leire AC-leire Ref.

Figur 8. Biotilgjengelighet målt som forholdet mellom dioksiner akkumulert i organismer og passive prøvetakere på tildekket vs ikke tildekket sediment. Bokstavene over hver søyle viser resultatet av en-veis ANOVA (Student’s t- test): Søyler merket med samme bokstav er ikke signifikant forskjellige (p<0,05). F.eks. er søylene merket C signifikant forskjellig fra søylene merket A eller B, men ikke forskjellig fra søylen merket BC. Analyser av en prøve fra hvert felt i 2009, tre prøver i 2010 og seks prøver i 2012 ga n=10.

20 Overvåking av testfelt for tynnsjikttildekking i Grenlandsfjordene 2012-2013| [219/2014]

4.2.4 Oktaklorstyren og heksaklorbensen Alle prøver analysert for bioakkumulering av dioksiner ble samtidig analysert for de enklere klorerte forbindelsene oktaklorstyren (OCS) og heksaklorbensen (HCB). På samme måte som for dioksinene ble biotilgjengelighet av disse stoffene estimert som forholdet mellom opptak i organismer eller passive prøvetakere eksponert mot sedimenter fra tildekkingsfeltene dividert med tilsvarende opptak på referensefeltene.

Figur 9. Biotilgjengelighet målt som forholdet mellom OCS (øverst) og HCB (nederst) akkumulert i organismer og passive prøvetakere på tildekket vs ikke tildekket sediment. Bokstavene på hver søyle viser resultatet av en-veis ANOVA (Student’s t-test): Søyler merket med samme bokstav er ikke signifikant forskjellige (p<0,05). Dvs at søylen merket AB er signifikant forskjellig bare fra søylen merket C. Analyser av en prøve fra hvert felt i 2009, tre prøver i 2010 og seks prøver i 2012 ga n=10. Vertikale streker på toppen av hver søyle viser ± 1 standard feil ( error).

21 Overvåking av testfelt for tynnsjikttildekking i Grenlandsfjordene 2012-2013| [219/2014]

I Eidangerfjorden ga tildekking med aktivt kull og leire 28% redusert opptak av OCS og 20% redusert opptak av HCB, men reduksjonen var ikke statistisk signifikant (figur 9). I Ormerfjorden derimot, ga tildekking med aktivt kull og leire signifikant redusert opptak av både OCS (65%) og HCB (62%). De to andre feltene i Ormerfjorden ga signifikant redusert opptak av HCB, men liten effekt på opptaket av OCS. Reduksjonen for HCB var 32% på feltet tildekket med kalkstein (FO1) og 29% på feltet dekket med leire (FO2). Sammenlignet med effekten av aktivt kull og leire på opptaket av dioksiner vist i de foregående avsnittene var det bare feltet i Ormerfjorden som viste tilsvarende god effekt på opptaket av OCS og HCB. Dette er ikke helt i samsvar med forventningene siden OCS og HCB kan forventes å binde til aktivt karbon like sterkt men raskere enn dioksiner. Trenden mellom tildekkingsfeltene i Ormerfjorden var imidlertid den samme for OCS og HCB som for dioksiner: best tildekkingseffekt ved tilstedeværelse av aktivt karbon.

4.2.5 Tidstrender Lineær regresjon ble brukt for å undersøke om den høye tildekkingseffektiviteten på feltene behandlet med aktivt kull endret seg over tid. Dataene for opptak i børstemark viste ingen korrelasjon med prøvetakingstidspunkt (R2 ≤ 0,294, p ≥ 0,266) (Tabell 4). De passive prøvetakerne viste signifikant bedring av effekten på opptaket av HCB fra 2010 til 2013 (R2 = 0,85, p = 0,009) (negativ stigningskoeffisient = avtagende forhold mellom opptak på tildekkingsfelt og opptak på referensefeltet = bedre effekt). Snegl, derimot, viste avtagende effekt av tildekkingen på alle de tre forbindelsene selv om korrelasjonen var relativt svak (0,396 ≤ R2 ≤ 0,52, 0,044 ≤ p ≤ 0,094).

Hvis det, som indikert i tidligere avsnitt, er slik at konsentrasjoner i passive prøvetakere og børstemark primært er kontrollert av konsentrasjonen i porevannet, tyder denne trenden på at konsentrasjonene i porevannet ikke øker med tiden etter tildekkingen. For HCB kan dataene til og med tyde på en nedgang i porevannskonsentrasjonen av HCB. Dvs at kullet fortsetter å være en aktiv adsorbent selv om tildekkingslaget gradvis blandes både med

Tabell 4. Tidstrender for dioksiner (PCDD/F TE), heksaklorbensen (HCB) og oktaklorstyren (OCS) beregnet ved lineær regresjon av forholdet mellom opptaket på AC-tildekkingsfeltene og referensefelt i h.h.v. snegl (Hinia reticulata), børstemark (Nereis diversicolor) og passive prøvetakere. Positiv stigningskoeffisient viser økende forhold (avtagende effektivitet) med tid etter tildekking. De to kolonnene lengst til høyre viser korrelasjonskoeffisienten (R2) viser og sannsynligheten (p) for at det ikke er noen endring med tid etter tildekking. Matrix Forbindelse Stigning R2 p Hinia reticulata PCDD/F TE 0,062 0,52 0,044 ‘’ HCB 0,159 0,396 0,094 ‘’ OCS 0,131 0,459 0,065 Nereis diversicolor PCDD/F TE -0,0025 0,002 0,931 ‘’ HCB -0,049 0,024 0,767 ‘’ OCS 0,182 0,294 0,266 Passive prøvetakere PCDD/F TE 0,064 0,150 0,448 ‘’ HCB -0,211 0,854 0,009 ‘’ OCS -0,070 0,159 0,433

22 Overvåking av testfelt for tynnsjikttildekking i Grenlandsfjordene 2012-2013| [219/2014]

underliggende sediment og nytt eller resuspendert sediment tilført fra vannmassen over feltet. Dette bekrefter tidligere undersøkelser hvor det er vist at aktivt karbon var like effektiv etter flere år i felt som rett etter utlegging (Oen et al., 2012).

Vi har tidligere argumentert at konsentrasjonen i snegl kan være kontrollert av innholdet i næringsrike partikler på sedimentoverflaten, og at det også er rimelig å anta at disse inneholder mindre dioksiner enn det eldre sedimentet under tildekkingslaget. I så fall kan dette forklare at effekten på snegl avtar noe over tid. I tillegg kan næringsrike partikler ved sedimentoverflaten være mindre utsatt for binding til det aktive kullet, enten pga av kort oppholdstid før de blir næring for sneglene eller fordi de er romlig adskilt fra det aktive kullet i tildekkingslaget lenger ned. SPI bildene viste relativt rask overdekking med nytt materiale (se vedlagte rapport). Det meste av dette er antagelig tilført ved sedimentasjon fra vannmassen.

4.3 Oppsummering og konklusjoner biotilgjengelighet

• I løpet av de første 4 årene etter tildekking, ble akkumulering av dioksiner målt i 60 prøver av børstemark, snegl og passive prøvetakere eksponert ex situ i boks- kjerneprøver fra testfeltene i Ormerfjorden og Eidangerfjorden. • Dataene fra referansefeltene viste generelt små forskjeller mellom de to fjordene og mellom de tre tidspunktene for prøveinnsamling. • Sammenlignet med referansefeltene, økte biotilgjengeligheten av dioksiner på feltet behandlet med knust kalkstein. Dette ble forklart med lavt (tilnærmet null) innhold av organisk karbon og mindre diffusjonsmotstand i det grovere materialet i tildekkingslaget. • Tildekking med leire uten aktiv kull hadde ingen effekt på biotilgjengeligheten av dioksiner målt som opptak i snegl og børstemark og målt som opptak i passive prøvetakere. Dette kan forklares som et resultat av forholdsvis stor likhet mellom tildekkingslaget og sedimentene på referansefeltene med hensyn til kornstørrelse og innhold av organisk karbon. • Tildekkingslagene med leire tilsatt aktivt kull reduserte biotilgjengeligheten av dioksiner og furaner (PCDD/F toksisitetsekvivalenter) med ca 70% både i Ormerfjorden og i Eidangerfjorden. Dette forklares med den svært sterke bindingen til aktivt karbon. • I løpet av undersøkelsesperioden viste passive prøvetakere og børstemark ingen tegn til svekket effektivitet av tildekkingen, men snegl viste noe redusert effektivitet for dioksiner fra ca 80% første året til ca 60% 3-4 år etter tildekking. Forskjellen mellom organismene kan bli forklart med at konsentrasjonene i snegl i stor grad er kontrollert av næringsopptak, mens konsentrasjonene børstemark og passive prøvetakere i større grad er kontrollert av konsentrasjonen i porevannet.

23 Overvåking av testfelt for tynnsjikttildekking i Grenlandsfjordene 2012-2013| [219/2014]

• For OCS og HCB i Ormerfjorden var effektiviteten av tynnsjiktene, samt forskjellene mellom behandlingene, omtrent de samme som for dioksinene. • I Eidangerfjorden derimot, var det lite forskjell på opptaket av OCS og HCB på tildekket og ikke tildekket felt.

5. Habitatundersøkelser med SPI- kamera

5.1 Materiale og metoder

SPI-kameraet tar bilder av et vertikalsnitt gjennom det bioturberte sedimentlaget og muliggjør et relativt høyt antall prøvepunkter der kvaliteten av bunnhabitatet kan fastsettes basert på en standardisert bildeanalyse. Analysen gir en indeks (BHQ, Benthic Habitat Quality Index) fra 0 til 15 poeng med en klassifiseringsskala definert av Nilsson og Rosenberg, 1997, og Rosenberg et al, 2004, på basis av forurensningsgradienten opprinnelig beskrevet av Pearson og Rosenberg, 1978. Systemet gir fem klasser fra «dårlig» til «høy» habitat-kvalitet og er nærmere beskrevet i vedlegg 2.

I disse undersøkelsene ble BHQ-indeksen bestemt i bilder fra stasjoner plassert i gridsystemer bestående av 9 punkter spredt jevnt over hvert av tildekkingsfeltene i Ormerfjorden og 16 punkter fordelt jevnt over feltet i Eidangerfjorden og sammenlignet med 2-3 punkter bestemt på hver av de to referanselokalitetene. På referanselokalitetene ble det antatt at det var mindre horisontale variasjoner enn på tildekkingsfeltene slik at 2-3 stasjoner var tilstrekkelig til å gi en representativ karakterisering. BHQ-indeks ble målt totalt 7 ganger i løpet av perioden fra mai 2009 (før tildekking) til november 2013 (4 år etter tildekking).

5.2 Resultater og diskusjon

Utvalgte bildeserier fra samtlige felt og tidspunkter er vist i figur 8 i vedlegg 2. Bildene fra referansefeltene viste små endringer i løpet av undersøkelsesperioden. Et brunaktig, bioturbert topplag var synlig ned til 3-5 cm i Eidangerfjorden, noe tynnere (2-3 cm) i Ormerfjorden. Tildekkingslagene var klart synlige i alle bildene tatt etter tildekking. Et brunaktig materiale, sannsynligvis nytt sedimentert materiale med mulig bidrag av gamle sedimenter kastet opp på overflaten ved bioturbasjon. Materialet ser ut til å være lite konsolidert med høyt innhold av vann og organisk materiale. Det ble observert over tildekkingslagene fra og med våren 2010 og økte i tykkelse med anslagsvis 7-8 mm/år i Eidangerfjorden og 2-3 mm/år i Ormerfjorden. Dette var i overenstemmelse med høyere sedimentasjon av organisk materiale i Eidangerfjorden og 2-3 ganger høyere innhold av TOC i sedimentene (3,6% i Eidangerfjorden, 1,56% i Ormerfjorden).

24 Overvåking av testfelt for tynnsjikttildekking i Grenlandsfjordene 2012-2013| [219/2014]

BHQ-indeksen (figur 10) viste generelt god habitat-tilstand på alle feltene frem til mai 2010, ca 1/2 år etter tildekking. I løpet av den påfølgende sommeren avtok BHQ-indeks til moderat tilstand på flere av feltene og de to laveste BHQ-verdiene ble observert på de to feltene behandlet med aktivt kull. De påfølgende tre årene ble det observert en gradvis normalisering av BHQ-indeksen på AC/leire feltet i Eidangerfjorden, mens utflating av kurven for FO3 indikerte en mer langvarig endring av habitatet på AC/leire feltet i Ormerfjorden.

FE5 FE6 FO1 FO2 FO3 FO4 15

12

9

6

3

0 May 2009 Oct. 2009 May 2010 Nov. 2010 May 2011 Dec. 2012 Oct.2013

Figur 10. BHQ-indeks (Benthic Habitat Quality Index) bestemt fra analyser av SPI (Sediment Profile Images) bilder fra referansefeltene (FE6, FO4) og felt tildekket med knust kalkstein (FO1), mudret leire (FO2) og mudret leire tilsatt aktivt karbon (FE5, FO3). Horisontale linjer viser klassifiseringssystemet fra «dårlig» (under rød linje) til «høy» (over grønn linje). Kvaliteten er betegnet «god» for verdier mellom grønn og gul linje og «moderat» for verdier mellom gul og oransje linje. Hvert punkt representerer gjennomsnitt av 2-16 analyserte bilder.

25 Overvåking av testfelt for tynnsjikttildekking i Grenlandsfjordene 2012-2013| [219/2014]

5.3 Konklusjoner SPI

• Alle tildekkingslagene var klart synlige på bilder tatt frem til oktober 2013, 49 måneder etter tildekking. • Tildekkingslagene ble gradvis dekket av et brunaktig topplag som økte i tykkelse fra noen få mm i mai 2010 til ca 1 cm i Ormerfjorden og ca 3 cm i Eidangerfjorden i oktober 2013. • På testfeltene dekke med leire tilsatt aktivt karbon, avtok BHQ-indeksen fra relativt god status i mai 2009 til laveste nivå i oktober 2010, et år etter tildekking. • I løpet av de tre påfølgende årene økte BHQ-indeksen på AC/leire feltet i Eidangerfjorden til samme nivå som før tildekking, men • I AC/leire feltet i Ormerfjorden stabiliserte BHQ-indeksen seg på «moderat» som var en klasse lavere enn før tildekking.

6. Makrofauna

6.1 Metoder og innsamling av prøver

Bunnfauna ble innsamlet med van Veen grabb med åpning ca 0,1 m2 og sedimentene ble umiddelbart vasket ut gjennom en sikt med maskevidde 1 mm. Dyrene fanget på sikten ble konservert i 4% bufret formalin og lagret i tre måneder før bestemmelse til art eller nærmeste taksonomiske gruppe. De aller fleste individer ble bestemt til art. Gruppene Nemertea og Turbellaria kan ikke bestemmes i konserverte prøver og disse ble derfor rapportert som grupper. Antall individer (abundans) og biomasse ble bestemt ble bestemt for hver art/gruppe. Fullstendige artslister med antall individer og biomasse er gitt i vedlagte rapport.

I oktober 2009, en måned etter tildekking, ble det innsamlet tre grabbskudd fra hvert av de seks feltene i Eidangerfjorden og Ormerfjorden. 14 måneder etter tildekking ble det samlet inn fem grabbskudd fra hvert felt. I tillegg ble det etablert en ny referansestasjon (FE7) i Eidangerfjorden. Denne lå litt mot sydvest og noen få meter dypere enn tildekkingsfeltet (FE5) og den opprinnelige referansestasjonen (FE6). Dette prøvetakingsprogrammet ble gjentatt i denne undersøkelsen der prøvene ble innsamlet i oktober 2013, 49 måneder etter tildekking.

Bunnfaunasamfunnet kan variere mye mellom tilstøtende fjorder avhengig av faktorer som dybde, vannutskifting, strømforhold, tilførsler av organisk karbon, saltholdighet, lys osv. Derfor ble eksperimentene på hhv 30 m dyp i Ormerfjorden og 90-100 m dyp i Eidangerfjorden behandlet hver for seg i alle statistiske analyser. Forskjellene mellom feltene ble analysert med PERMANOVA (PERMutational ANalayses Of VAriation) (Anderson 2001, McArdle og Anderson 2001) med statistikkpakken PRIMER 6+ PERMANOVA fra Plymouth Laboratories, England). Tildekkingsfeltene ble sammenlignet statistisk med respektive referansestasjoner. I Ormerfjorden ble tildekkingsfeltene med aktivt kull og knust kalk også sammenlignet med leire som kan representere effekten av ren tildekking med et materiale som har samme

26 Overvåking av testfelt for tynnsjikttildekking i Grenlandsfjordene 2012-2013| [219/2014] egenskaper som det opprinnelige sedimentet. Endringer i forhold til leirfeltet kan derfor antas å skyldes egenskaper ved selve tildekkingsmaterialet.

Økologisk status (tabell 5) ble fastsatt på grunnlag av diversitet (Shannon-Wiener, H’) i henhold til Klassifiseringsveilederen, 2008, og den svenske Benthic Quality Index (BQIm) som tar hensyn til en artsspesifikk sensitivitetsfaktor basert på empiriske data. Klassifiseringsveilederen ble modifisert i 2012, men vi har her valgt å benytte de samme indeksene som ble benyttet under gjennomføringen av de to første toktene. Hensikten med disse indeksene er ikke først og fremst å fastsette en økologisk tilstand for feltene, men å få et enkelt tallmessig uttrykk for om og hvor mye tynnsjiktbehandlingene påvirker biomangfoldet og hvor lang tid det tar før verdiene vender tilbake til normale verdier for området.

Ytterligere detaljer om statistikk og databearbeidelse og klassifiseringssystemet er gitt i vedlegg 2.

Tabell 5. Klassifisering basert på BQIm indeks (grenseverdier gyldige for den svenske vestkysten >20 m, HVMFS 2013:19) og Shannon-Wiener index, H’ (Klassifiseringsveileder, 2009).

Index I II III IV V BQIm High Good Moderate Poor Bad 15.7 - >15.7 12.0 - 8.0 8.0 - 4.0 <4.0 12.0 Svært Svært H' God Moderat Dårlig god dårlig > 3.8 3.8 - 3.0 3.0 - 1.9 1.9 - 0.9 < 0.9

6.2 Resultater og diskusjon

Datagrunnlaget omfatter totalt 9748 individer fra 194 arter. 1253 dyr fra 116 forskjellige arter ble funnet i de 18 prøvene innsamlet i 2009. I 2010 og 2013 ble det innsamlet et vesentlig større materiale (35 prøver) med langt flere individer totalt, men bare moderat flere arter, dvs 125 i 2010 og 142 i 2013. Resultatene av den statistiske analysen er vist i tabell 6 og 7 og vil bli kommentert i avsnittene under.

27 Overvåking av testfelt for tynnsjikttildekking i Grenlandsfjordene 2012-2013| [219/2014]

6.2.1 Antall individer I Ormerfjorden var pigghuder (Echinodermata) en av de mest dominerende gruppene før tildekking. Spesielt var slangestjerner (Amphiura spp) en stor gruppe som forsvant nesten helt fra feltet behandlet med aktivt kull allerede en måned etter tildekking. En nedgang i antall slangestjerner ble også observert på tildekkingsfeltet i Eidangerfjorden.

Abundance a) Ormefjorden b) Eidangerfjorden 3000 3000 Polychaeta 2500 Mollusca 2500 Crustacea Echinodermata 2000 2000 Other

1500 2 1500 2 Ind. / m Ind. / m 1000 1000

500 500

0 0 1 1 1 1 1 1 14 49 14 49 14 49 49 14 49 14 49 14 49 14 FO1 . FO2 . FO3 . FO4 FE5 . FE6 . FE7 Lime Clay AC+clay REF AC+clay REF REFx

Figur11. Macrofauna abundans (middelverdi ± et standard avvik) på tynnsjiktfeltene i a) Ormerfjorden og b) Eidangerfjorden 1, 14 og 49 måneder etter tildekking.

28 Overvåking av testfelt for tynnsjikttildekking i Grenlandsfjordene 2012-2013| [219/2014]

Tabell 6. PERMANOVA analyse av data fra Ormefjorden. Tabellen viser sannsynligheten (p) for at de to faktorene prøvetidspunkt (måned) og behandling (felt) og felt-måned interaksjoner ikke har påvirket hhv antall individer (abundance), antall arter og biomasse. p<0,05 er markert med fet skrift og anses å vise at det er en signifikant effekt av tildekkingen på den aktuelle bentiske variabelen.

Orme fjorde n Permanova Global test p-values So ur ce df Abundance No. of Species Biomass Month 2 0,0001 0,0044 0,0406 Field 3 0,0001 0,0001 0,0002 AC+clay (FO3) vs REF (FO4) 1 0,0001 0,0001 0,0007 AC+clay (FO3) vs Clay (FO2) 1 0,0001 0,0001 0,0004 Clay (FO2) vs REF (FO4) 1 0,0005 0,0976 0,5317 Lime (FO1) vs REF (FO4) 1 0,0115 0,1828 0,0167 Lime (FO1) vs Clay (FO2) 1 0,3074 0,9129 0,0064 Month x Field 6 0,0283 0,1068 0,0085 Month x AC+clay (FO3) vs REF (FO4) 2 0,0059 0,0008 0,0281 Month x AC+clay (FO3) vs Clay (FO2) 2 0,0111 0,0706 0,1454 Month x Clay (FO2) vs REF (FO4) 2 0,4114 0,3713 0,1335 Month x Lime (FO1) vs REF (FO4) 2 0,2388 0,8995 0,1067 Month x Lime (FO1) vs Clay (FO2) 2 0,1117 0,7139 0,1640 Res 40 Total 51

Permanova post hoc tests p-values pairwise comparison, fields month Abundance No. of Species Biomass AC+clay (FO3) vs REF (FO4) 1 0,0460 0,9119 0,9534 AC+clay (FO3) vs Clay (FO2) 1 0,0008 0,1582 0,4254 Clay (FO2) vs REF (FO4) 1 0,0091 0,1230 0,3659 Lime (FO1) vs REF (FO4) 1 0,6923 0,3712 0,0416 Lime (FO1) vs Clay (FO2) 1 0,3522 0,7586 0,0380 AC+clay (FO3) vs REF (FO4) 14 0,0003 0,0001 0,0475 AC+clay (FO3) vs Clay (FO2) 14 0,0001 0,0004 0,0099 Clay (FO2) vs REF (FO4) 14 0,1643 0,9430 0,2518 Lime (FO1) vs REF (FO4) 14 0,0731 0,4121 0,8393 Lime (FO1) vs Clay (FO2) 14 0,2730 0,5244 0,3481 AC+clay (FO3) vs REF (FO4) 49 0,0134 0,0018 0,0001 AC+clay (FO3) vs Clay (FO2) 49 0,0028 0,0001 0,0003 Clay (FO2) vs REF (FO4) 49 0,0300 0,4449 0,1198 Lime (FO1) vs REF (FO4) 49 0,0193 0,6176 0,0219 Lime (FO1) vs Clay (FO2) 49 0,0848 0,9416 0,2527 Data were transformed to avoid heterogeneity; square-root for abundance, non-transformed for number of species, fourth-root for biomass.

29 Overvåking av testfelt for tynnsjikttildekking i Grenlandsfjordene 2012-2013| [219/2014]

Tabell 7. PERMANOVA analyse av data fra Eidangerfjorden. Tabellen viser sannsynligheten (p) for at de to faktorene prøvetidspunkt (måned) og behandling (felt) og felt-måned interaksjoner ikke har påvirket hhv antall individer (abundans), antall arter og biomasse. p<0,05 er markert med fet skrift og anses å vise at det er en signifikant effekt av tildekkingen på den aktuelle bentiske variabelen.

Eidangerfjorden Permanova Global test p-values So ur ce df Abundance No. of Species Biomass Month 2 0,0017 0,2822 0,9690 Field 2 0,0051 0,0001 0,0001 AC+clay (FE5) vs REF (FE6) 1 0,0027 0,0002 0,0001 AC+clay (FE5) vs REFx (FE7) 1 0,0029 0,0991 0,0435 REF (FE6) vs REFx (FE7) 1 0,6449 0,0042 0,0237 Month x Field1 3 0,7512 0,7330 0,4110 Month x AC+clay (FE5) vs REF (FE6) 2 0,6903 0,8878 0,2619 Month x AC+clay (FE5) vs REFx (FE7)1 1 0,3559 0,4416 0,2914 Month x REF (FE6) vs REFx (FE7)1 1 0,7314 0,3279 0,7857 Res 28 Total 35

Permanova post hoc tests p-values pairwise comparison, fields month Abundance No. of Species Biomass AC+clay (FE5) vs REF (FE6) 1 0,0054 0,0212 0,0008 AC+clay (FE5) vs REF (FE6) 14 0,0705 0,0004 0,0503 AC+clay (FE5) vs REFx (FE7) 14 0,0489 0,0140 0,5727 REF (FE6) vs REFx (FE7) 14 0,8565 0,0053 0,1619 AC+clay (FE5) vs REF (FE6) 49 0,0560 0,0211 0,0001 AC+clay (FE5) vs REFx (FE7) 49 0,0459 0,5969 0,0155 REF (FE6) vs REFx (RE7) 49 0,6951 0,0595 0,0943 Data were transformed to avoid heterogeneity; square-root for abundance, fourth-root for number of species, 1/Square-root for biomass. 1 Term has one empty cell since REFx (FE7) was not included after 1 month.

En annen viktig gruppe i begge fjordene var børstemarker (Polychaetea). Denne gruppen økte i antall på feltet behandlet med knust kalk og arten Galtathowenia oculata var tallrikt tilstede både 14 og 49 måneder etter tildekking. I Eidangerfjorden var antallet børstemark i alle tilfellene lavere på tildekkingsfeltet enn på referansestasjonene. Arter som Chaetozone setosa, Heteromastus filiformis og Scalibregma inflatum var mer tallrike på referansefeltene enn på tildekkingsfeltet, mens Paramphinome jeffreysi viste motsatt mønster.

Den statistiske testen for Ormerfjorden (tabell 6) viste signifikante forskjeller i antall individer mellom alle feltene unntatt mellom knust kalk og leire. Dette viste at selve tildekkingen hadde en gunstig effekt på antall individer, og at det ikke hadde noen betydning om det ble brukt knust kalkstein eller leire. Dette var i sterk kontrast til signifikant reduksjon i antall individer på AC/leire feltet som viste at når aktivt kull blandes inn i leira har det en sterkt negativ effekt på antall individer. Tilsvarende er observert i områder tildekket med aktivt karbon i Trondheim havn (Cornelissen et al 2011). Utviklingen over tid var forskjellig på

30 Overvåking av testfelt for tynnsjikttildekking i Grenlandsfjordene 2012-2013| [219/2014] feltet behandlet med aktivt kull sammenlignet med de andre feltene, med en markert reduksjon i antall individer fra 1 til 14 måneder som bare ble observert på dette feltet (figur 11). Denne reduksjonen ble delvis opphevet mellom 14 og 49 måneder etter tildekking, men likevel forble det en god del færre individer på leire/AC feltene sammenlignet med de andre feltene. Ved det siste toktet var samfunnet dominert av små, opportunistiske børstemark- arter som gir lite bioturbasjon og bare nær sedimentoverflaten.

I Eidangerfjorden viste statistikktesten (tabell 7) signifikant lavere individantall på AC/leire tildekkingsfeltet sammenlignet med begge referansefeltene, mens det ikke var forskjell mellom referansefeltene. Antall individer økte noe med tiden på alle feltene i Eidangerfjorden.

Begge testfeltene for AC/leire viste derimot redusert abundans sammenlignet med referansefeltene og i tillegg indikerte behandlingene med leire og knust kalkstein at tildekking i seg selv kan øke individtallene dersom det ikke er skadelige komponenter i tildekkingsmaterialene. Effektene på abundans syntes mindre klar i Eidangerfjorden sammenlignet med Ormerfjorden. Dette var sammenfallende med utviklingen i BHQ-indeksen (figur 10).

6.2.2 Antall arter Børstemark (Polychaeta) var med få unntak den mest artsrike taksonomiske gruppen i begge fjordene etterfulgt av bløtdyr (Mollusca) (figur 12). Sistnevnte var relativt lite påvirket av AC/leire tildekking, men børstemark og pigghuder viste betydelig nedgang i antall arter på disse feltene. I Ormerfjorden var den store kråkebolla Brissposis lyrifera desimert til 0,7 individer pr prøve allerede etter en måned og avtok videre til 0,2 /prøve etter 14 måneder og fullstendig fraværende etter 49 måneder. Også antall krepsdyrarter (Crustacea) var lavt på AC/leire feltet i Ormerfjorden og bentiske amphipoder var nesten fraværende.

31 Overvåking av testfelt for tynnsjikttildekking i Grenlandsfjordene 2012-2013| [219/2014]

Number of species a) Ormefjorden b) Eidangerfjorden 50 50 Polychaeta 45 45 Mollusca 40 40 Crustacea 35 Echinodermata 35

30 Other 30

25 25

20 20

15 15

10 10 Mean no. of species Mean no. of species 5 5

0 0 1 1 1 1 1 1 14 49 14 49 14 49 14 49 14 49 14 49 14 49 FO1 . FO2 . FO3 . FO4 FE5 . FE6 . FE7 Lime Clay AC+clay REF AC+clay REF REFx

Figur 12. Macrofauna artsantall (middelverdi ± et standard avvik) på tynnsjiktfeltene i a) Ormerfjorden og b) Eidangerfjorden 1, 14 og 49 måneder etter tildekking.

Artsantallet på AC/leire feltet i Ormerfjorden var signifikant lavere enn på referansestasjonen og feltet dekket med leire, mens det ikke var signifkante forskjeller mellom noen av de andre parene sammenlignet i tabell 6. Tabellen viser også at artsantallet ikke var signifikant redusert etter 1 måned, bare etter 14 og 49 måneder. Tidstrenden for AC- leire gjenspeilte at artsantallet, på samme måte som individantallet, hadde et minimum etter 14 måneder som bare ble observert på dette feltet i Ormerfjorden. I Eidangerfjorden var det ingen signifikante tidstrender, men artsantallet var signifikant lavere på AC/leire feltet enn på begge referansefeltene med unntak av FE7 etter 49 måneder.

6.2.3 Biomasse De forholdsvis store kråkebollene Brissopsis lyrifera og Echinocardium cordatum utgjorde vanligvis en betydelig andel av biomassen av pigghudene så vel som totalt. Det store tapet av biomasse på AC/leire feltet i Ormerfjorden 14 og 49 måneder etter tildekkingen (figur 13) var primært et resultat av tapet av disse to artene. Tilsvarende ble observert på feltet med knust kalkstein der disse to artene var fullstendig borte en måned etter tildekking, men tilbake igjen i tilnærmet normale antall etter 14 og 49 måneder. Knust kalkstein viste signifikant redusert biomasse sammenlignet med både leire og referanse en måned etter tildekking, men forskjellen observert etter 49 måneder skyldtes uvanlig høy biomasse på referansefeltet snarere enn liten biomasse på knust kalk (tabell 6). På AC-leire feltet i Ormerfjorden var biomassen signifikant lavere etter 14 og 49 måneder, men ikke etter en måned. I Eidangerfjorden var biomassen på tildekkingsfeltet alltid lav sammenlignet med begge referansefeltene, men bare signifikant endret etter 1 måned og 49 måneder. Det var ikke forskjell i biomasse mellom de to referansefeltene.

32 Overvåking av testfelt for tynnsjikttildekking i Grenlandsfjordene 2012-2013| [219/2014]

Biomass a) Ormefjorden b) Eidangerfjorden 400 400

Polychaeta 350 350 Mollusca 300 Crustacea 300 Echinodermata 250 250 Other 2 2 200 200

150 150

100 100 g (wet weight) / m g (wet weight) / m

50 50

0 0 1 1 1 1 1 1 14 49 14 49 14 49 14 49 14 49 14 49 14 49 FO1 . FO2 . FO3 . FO4 FE5 . FE6 . FE7 Lime Clay AC+clay REF AC+clay REF REFx

Figure 13. Makrofauna biomasse (middelverdi ± et standard avvik) på tynnsjiktfeltene i a) Ormerfjorden og b) Eidangerfjorden 1, 14 og 49 måneder etter tildekking.

6.2.4 Samfunn Det er vanlig å sammenligne bunnfaunasamfunn (antall individer av hver enkelt art) i såkalte nMDS-plot (Non-metric multidimensional scaling plot) der avstanden mellom punktene viser graden av likhet mellom prøvene. Metoden er nærmere beskrevet i vedlegg 2. I Ormerfjorden (figur 14a) lå alle prøvene fra AC/leire feltet i overkant av diagrammet og tydelig adskilt fra de andre prøvene. 14 måneder etter tildekking (oransje sirkler) var det spesielt stor spredning mellom replikatene. Dette tas ofte som en indikasjon på et sterkt påvirket samfunn. Etter 49 måneder var feltet fremdeles klart adskilt fra de øvrige feltene, men med liten spredning mellom replikatene. Leire og referansefeltet ligger om hverandre nær midten av plottet og indikerer liten forskjell mellom disse prøvene og små endringer over tid. Prøvene fra feltet med knust kalkstein danner en nokså separat klynge litt på undersiden av diagrammet, men mye mer samlet enn prøvene fra AC/leire feltet og det kan se ut som punktene fra siste tokt har nærmet seg noe til leire og referansefeltene.

I Eidangerfjorden (figur 14b) var det en relativt klar separasjon mellom alle feltene med ref.6 oppe til høyre, ref.7 oppe til venstre og AC/leire i underkant av punktskyen. Alle prøvene ser ut til å forflytte seg parallelt mot venstre i løpet av undersøkelsesperioden og indikerer dermed en naturlig endring på alle feltene i dette området.

33 Overvåking av testfelt for tynnsjikttildekking i Grenlandsfjordene 2012-2013| [219/2014]

a) Ormefjorden Transform: Fourth root Resemblance: S17 Bray Curtis similarity 2D Stress: 0.22 Legend 1 Lime (FO1) 14 Lime (FO1) 49 Lime (FO1) 1 Clay (FO2) 14 Clay (FO2) 49 Clay (FO2) 1 AC+clay (FO3) 14 AC+clay (FO3) 49 AC+clay (FO3) 1 REF (FO4) 14 REF (FO4) 49 REF (FO4)

b) Eidangerfjorden Transform: Fourth root Resemblance: S17 Bray Curtis similarity 2D Stress: 0.2 Legend 1 AC+clay (FE5) 14 AC+clay (FE5) 49 AC+clay (FE5) 1 REF (FE6) 14 REF (FE6) 49 REF (FE6) 14 REFx (FE7) 49 REFx (FE7)

Figur 14. Non-metric multidimensional scaling plot (nMDS) viser likheten mellom bunnfaunasamfunnene analysert i hver enkelt prøve i a) Ormerfjorden og b) Eidangerfjorden.

6.2.5 Økologisk klassifisering I Eidangerfjorden var alle feltene i klasse 1 (meget god) eller 2 (god) (tabell 9). Dette er et av mange eksempler på at det er dårlig sammenheng mellom konsentrasjonen av miljøgifter og bunnfaunaens artsmangfold (Oug et al., 2014). Tildekking med AC/leire kan ha gitt svakt reduserte indekser etter 14 måneder, men ingen endring i klassifiseringen. I Ormerfjorden var tilstanden i utgangspunktet noe dårligere enn i Eidangerfjorden og på AC/leire feltet falt

34 Overvåking av testfelt for tynnsjikttildekking i Grenlandsfjordene 2012-2013| [219/2014] begge indeksene to klasser fra hhv moderat og god 1 måned etter tildekking til meget dårlig og dårlig etter 14 måneder. Deretter fulgte en svak bedring en klasse opp til hhv dårlig og moderat.

80% av karbonet tilsatt i dette eksperimentet hadde en kornstørrelse <45 µm (gjennomsnitt 20 µm) som er sammenlignbar med typiske næringspartikler suspendert i vannet. Dette kan forklare at det ble funnet større effekter på organismer i dette forsøket sammenlignet med andre undersøkelser der det har vært benyttet aktivt kull med større kornstørrelse. En labstudie av effekter på organismer av forskjellige størrelser AC partikler viste tydelig at de små partikler var verst for økosystemhelse (Nybom et al., 2012)

Tabell 8. Økologisk status basert på BQIm og Shannon-Wiener (H’) diversitetsindeks (gjennomsnittsverdier). Klassifisering og fargekoding er: Klasse I) Meget god, Klasse II) God, Klasse III) Moderat, Klasse IV) Dårlig, Klasse V) Meget dårlig (se også 6.1).

BQIm H' 1 14 49 1 14 49 FO1 Lime 9.52 9.56 10.76 3.72 3.21 2.71 FO2 Clay 10.22 8.82 10.99 3.39 2.97 2.74 Ormerfjorden FO3 AC+clay 8.71 2.96 6.24 3.68 1.85 2.63 FO4 REF 8.78 9.46 10.55 2.90 3.17 2.96 FE5 AC+clay 13.52 12.67 14.15 3.59 3.45 3.69 Eidangerfjorden FE6 REF1 15.95 15.18 15.96 4.13 4.19 4.30 FE7 REF2 - 14.09 13.52 - 3.72 3.54

6.3 Konklusjoner makrofauna

• Økologisk klassifisering basert på diversitetsindekser viste klart redusert økologisk kvalitet på AC/leire feltet i Ormerfjorden med to klasser ned 14 måneder etter tildekking og en klasse ned 49 måneder etter tildekking. • Bløtdyr var lite påvirket av aktivt kull, mens børstemark og pigghuder syntes mer utsatt og særlig arter som ernærer seg ved filtrering av suspenderte partikler, f.eks. slangestjerner (Amphiura spp). • Etter 49 måneder var den sedimentlevende kråkebollen Brissopsis lyrifera helt borte fra feltet behandlet med aktivt kull. Kråkeboller og slangestjerner regnes som nøkkelarter med strukturerende effekt på resten av bunndyrsamfunnet.. • Økologisk klassifisering ble ikke påvirket av tildekking med AC/leire i Eidangerfjorden, men statistiske analyser (PERMANOVA og nMDS) viste færre arter, færre individer og lavere biomasse på AC/leire feltet sammenlignet med to referansestasjoner og forskjeller i samfunnsstruktur mellom alle stasjonene. • Antall individer og biomasse økte med tiden på referansestasjonene i Eidangerfjorden. På AC/leirfeltet økte individ-antallet på samme måte, men biomassen var lav og avtok fra 14 til 49 måneder etter tildekking. • Det faktum at relativt følsomme organismer var mer tallrike på de grunne feltene i Ormerfjorden enn på de dypere feltene i Eidangerfjorden, kan ha bidratt til de

35 Overvåking av testfelt for tynnsjikttildekking i Grenlandsfjordene 2012-2013| [219/2014]

vesentlig større og mer langvarige effektene av AC observert for bunnfaunaen i Ormerfjorden. • Feltet behandlet med knust kalkstein viste få store pigghuder 1 måned etter tilsetting, men disse var tilbake i normale antall ved de to siste toktene. Ved siste tokt var samfunnet på knust kalkstein fremdeles endret i forhold til samfunnene på referansefeltet og feltet behandlet med leire. Samfunnet var da karakterisert av høyt antall små individer. • Feltet behandlet med leire viste bare små endringer sammenlignet med referansefeltet. • Karbonet tilsatt i dette eksperimentet hadde en kornstørrelse rundt 20 µm som er sammenlignbar med typiske næringspartikler suspendert i vannet. Dette kan forklare at det ble funnet større effekter på organismer i dette forsøket sammenlignet med andre undersøkelser der det har vært benyttet aktivt kull med større kornstørrelse. En labstudie av effekter på organismer av forskjellige størrelser AC partikler viste tydelig at de små partikler var verst for økosystemhelse (Nybom et al 2012) • Fordi det fremdeles kunne observeres klare effekter på flere av feltene 4 år etter tildekking anbefales fortsatt overvåking av eksperimentfeltene for å få dokumentert tidsperspektivet for fullstendig normalisering av faunasamfunnene.

7. Konklusjoner

Den viktigste overordnede konklusjonen er at tiltakseffektiviteten fra tynnsjikt med aktivt kull er vesentlig større enn den er fra ikke-aktive materialer som kalkstein eller leire. Dette ble funnet for målinger in situ av sediment-vann fluks, samt ex situ av bioakkumulering i sedimentlevende organismer og opptak i passive prøvetakere plassert i vannet over sedimentene.

Denne effektiviteten synes imidlertid å ha en pris i form av vedvarende endring av habitat og makrofaunasamfunn, spesielt på et av områdene der biomangfoldet i utgangspunktet var vesentlig lavere og faunaen karakterisert av et større innslag av arter som lever av å filtrere partikler løst i vannet. Denne gruppen av organismer syntes spesielt sårbare for aktivt kull. Derfor må alltid fordelen av en nedgang i biotilgjengelig forurensning veies mot risiko knyttet til endringer av sediment- økosystemet som her er funnet å vare i minst fem år etter tiltaket. Effekten var størst ca et år etter tildekking. Habitatanalysene indikerte større grad av normalisering på den dype lokaliteten. På den grunnere lokaliteten var det lite endring fra 1,5 år til 4 år etter tildekking. Det anbefales derfor fortsatt overvåking.

Effektene på bunnfauna observert i dette forsøket vurderes som så vidt omfattende at de bør tas hensyn til under planlegging av fjordforbedringstiltak i områder med høyt biologisk mangfold.

36 Overvåking av testfelt for tynnsjikttildekking i Grenlandsfjordene 2012-2013| [219/2014]

7.1 Tiltakseffektivitet 7.1.1 In situ målinger av fluks av dioksiner • in situ måling av fluks fra sjøbunnen viser at behandling av forurenset sjøbunn med aktivt kull gir en betydelig reduksjon i utlekking av dioksiner og furaner (60 – 85 %)

• in situ måling av fluks fra sjøbunnen viser at tildekking med tynne lag passive tildekkingsmaterialer gir liten eller ingen reduksjon i utlekking av dioksiner og furaner etter 2 – 3 år.

7.1.2 Ex situ målinger av opptak av dioksiner i organismer og passive prøvetakere • Tildekkingslagene med leire tilsatt aktivt kull reduserte biotilgjengeligheten av dioksiner med ca 70% både i Ormerfjorden og i Eidangerfjorden. Dette forklares med den svært sterke bindingen av dioksiner til aktivt karbon. • I løpet av undersøkelsesperioden viste de passive prøvetakerne og børstemarken ingen tegn til svekket effekt av tildekkingen, men snegl viste en liten nedgang fra ca 80% første året til ca 60% 3-4 år etter tildekking. Forskjellen mellom organismene kan forklares med at konsentrasjonen av dioksiner i snegl i stor grad er kontrollert av næringsopptak, mens konsentrasjonen av dioksiner i børstemark og passive prøvetakere i større grad er kontrollert av konsentrasjonen av dioksiner i porevannet. • Sammenlignet med referansefeltene, økte biotilgjengeligheten av dioksiner på feltet behandlet med knust kalkstein. Dette ble forklart med lavt (tilnærmet null) innhold av organisk karbon og mindre diffusjonsmotstand i det grovere materialet i tildekkingslaget. • Tildekking med leire uten aktiv kull hadde ingen effekt på biotilgjengeligheten av dioksiner verken målt som opptak i snegl og børstemark og passive prøvetakere. Dette skyldes mest sannsynlig stor likhet mellom tildekkingslaget og sedimentene på referensefeltene med hensyn til kornstørrelse og innhold av organisk karbon.

7.2 Effekter på sediment-økosystemet 7.2.1 Habitat-analyser • Alle tildekkingslagene var klart synlige på bilder tatt frem til oktober 2013, 49 måneder etter tildekking. • Tildekkingslagene ble gradvis dekket av et brunaktig topplag som økte i tykkelse fra noen få mm i mai 2010 til ca 1 cm i Ormerfjorden og ca 3 cm i Eidangerfjorden i oktober 2013. • På testfeltene dekket med leire tilsatt aktivt karbon, avtok BHQ-indeksen fra relativt god status i mai 2009 til laveste nivå i oktober 2010, et år etter tildekking. • I løpet av de tre påfølgende årene økte BHQ-indeksen til normalt nivå i Eidangerfjorden, men flatet ut på et lavere nivå i Ormerfjorden.

37 Overvåking av testfelt for tynnsjikttildekking i Grenlandsfjordene 2012-2013| [219/2014]

7.2.2 Makrofauna • Tildekking med AC/leire ga klart redusert biomangfold i Ormerfjorden der tilstanden klassifisert etter den svenske BQI-indeksen var «meget dårlig» 14 måneder etter tildekking og fortsatt «dårlig» etter 49 måneder. • Tilsvarende endringer i økologisk klassifisering ble ikke observert på AC/leire feltet i Eidangerfjorden, der tilstanden var «god» ved alle tre toktene. • Statistiske analyser (PERMANOVA) viste imidlertid signifikant reduksjon av individantall, artsantall og biomasse på begge feltene behandlet med AC/leire sammenlignet med referansefeltene. • I Ormerfjorden var det en klar forverring fra 1 til 14 måneder og en klar forbedring fra 14 til 49 måneder etter tildekking. Resultatene fra Eidangerfjorden viste ikke noen entydig utvikling i løpet av perioden. • Feltene behandlet med leire og knust kalkstein viste små endringer i forhold til referansefeltet uten tildekking. Knust kalkstein ga i den første perioden redusert antall store organismer som kråkeboller, men disse var tilbake i normale antall ved de to siste toktene. • Organismer som ernærer seg ved filtrering av suspenderte partikler syntes særlig sårbare overfor aktivt kull. • Det faktum at disse organismene var mer tallrike på de grunne feltene i Ormerfjorden enn på de dypere feltene i Eidangerfjorden, kan ha bidratt til de vesentlig større og mer langvarige effektene observert for bunnfaunaen i Ormerfjorden. • Karbonet tilsatt i dette eksperimentet hadde en kornstørrelse rundt 20 µm som er sammenlignbar med typiske næringspartikler suspendert i vannet. Dette kan forklare at det ble funnet større effekter på organismer i dette forsøket sammenlignet med andre undersøkelser der det har vært benyttet aktivt kull med større kornstørrelse. • Fordi det fremdeles kunne observeres klare effekter på flere av feltene 4 år etter tildekking anbefales fortsatt overvåking for å få dokumentert tidsperspektivet for fullstendig normalisering av faunasamfunn påvirket av tildekking med materialer som inneholder pulverisert aktivt kull.

8. Referanser

Allan, I.J., Schaanning, M.T. and Beylich, B.A. Dioxins associated with suspended particulate matter in the Grenlandfjords (). NIVA report No. 6144-2011. 47pp.

Anderson, M.J. 2001. A new method for non-parametric multivariate analysis of variance. Austral Ecology 26: 32-46.

Cornelissen, G., K. Amstaetter, A. Hauge, M. Schaanning, B.Beylich, J.S. Gunnarsson, G.D. Breedveld, A.M.P. Oen, and E. Eek. 2012. Large-Scale Field Study on Thin-Layer Capping of Marine PCDD/F-Contaminated Sediments in Grenlandfjords, Norway: Physicochemical Effects. Environ. Sci. Technol., 2012, 46 (21), pp 12030–12037

38 Overvåking av testfelt for tynnsjikttildekking i Grenlandsfjordene 2012-2013| [219/2014]

Gerard Cornelissen, Marie Elmquist Kruså, Gijs D. Breedveld, Espen Eek, Amy M.P. Oen, Hans Peter H. Arp, Caroline Raymond, Göran Samuelsson, Jenny E. Hedman, Øystein Stokland, and Jonas S. Gunnarsson. Remediation of Contaminated Marine Sediment Using Thin-Layer Capping with Activated Carbon—A Field Experiment in Trondheim Harbor, Norway. Environ. Sci. Technol., 2011, 45 (14), pp 6110–6116

Eek, E., Cornelissen, G. and Breedveld, G.D. 2010,Field Measurement of Diffusional Mass Transfer of HOCs at the Sediment-Water Interface. Environ. Sci. Technol., 44 (17), pp 6752– 6759

HVMFS 2013:19. Havs- och vattenmyndighetens föreskrifter om klassificering och miljökvalitetsnormer avseende ytvatten (in Swedish).

Josefsson, S., Schaanning, M., Samuelsson, G., Gunnarsson,J., Olofsson, I., Eek, E., Wiberg, K. Capping efficiency of various carbonaceous and mineral materials for in situ remediation of marine PCDD/F-contaminated sediments: sediment-to-water fluxes and bioaccumulation in boxcosm tests. Environ. Sci. Technol., 2012, 46 (6), pp 3343-3351.

Klassifiseringsveileder, 2008. Forskrift om rammer for vannforvaltningen. Tekstutgave Versjon 20.06.09 (in Norwegian).

Leonardsson K., Blomqvist M, Rosenberg (2009). Theoretical and practical aspects on benthic quality assessment according to the EU-Water Framework Directive – examples from Swedish waters. Marine Pollution Bulletin 58:1286-1296.

McArdle, B.H. & Anderson, M.J. 2001. Fitting multivariate models to community data: a comment on distance-based redundancy analysis. Ecology 82: 290-297.

Nilsson H.C., Rosenberg, 1997. Ben thic habitat quality assessment of an oxygen stressed fjord by surface and sediment profile images. Journal of Marine Systems 11: 249-264

Nilsson H.C. and Rosenberg R., 2006. Collection and interpretation of Sediment Profile Images (SPI) using the Benthic Habitat Quality (BHQ) index and successional models. NIVA Report no. 5200-2006.

Nybom, I. Werner, D., Leppänen, M.T. Siavalas, G., Christanis, K., Karapanagioti, H.K, Kukkonen, J.V.K. and Akkanen. J. Responses of Lumbriculus variegatus to Activated Carbon Amendments in Uncontaminated Sediments. Environ. Sci. Technol., 2012, 46 (23), pp 12895– 12903

Näslund J, Samuelsson G, Gunnarsson J, Nascimento F, Nilsson H, Cornelissen G, Schaanning M (2012) Ecosystem effects of materials proposed for thin-layer capping of contaminated sediments. Mar Ecol Prog Ser 449:27–40.

Oen, A.M.P., B. Beckingham U. Ghosh, M.C. Elmquist Kruså, R.G. Luthy, T. Hartnik, T. Henriksen, G. Cornelissen, Sorption of Organic Compounds to Fresh and Field-Aged Activated Carbons in Soils and Sediments. Environ. Sci Technol 2012, 46, 810-817.)

39 Overvåking av testfelt for tynnsjikttildekking i Grenlandsfjordene 2012-2013| [219/2014]

Pearson, T., R. Rosenberg (1978). Macrobenthic succession in relation to organic enrichment and pollution of the marine environment. Oceanogr. Mar. Biol. Ann. Rev. 16:229-311.

Ruus, A., Schaaning, M., Øxnevad, S., Hylland, K. Experimental results on bioaccumulation of metals and organic contaminants from marine sediments. Aquatic toxicology, 72 (2005) 273- 292.

Saloranta, T.M., Armitage, J.M., Haario, H., Næs, K., Cousins, I.T. and Barton, D.N. Modeling the Effects and Uncertainties of Contaminated Sediment Remediation Scenarios in a Norwegian Fjord by Markov Chain Monte Carlo Simulation. Environ. Sci. Technol., 2008, 42 (1), pp 200–206

Schaanning, M.T., B.Beylich, G.Samuelsson, C.Raymond, J.Gunnarsson and S.Agrenius. Field experiment on thin-layer capping in Ormefjorden and Eidangerfjorden - Benthic community analyses 2009-2011. NIVA report 6257-2011, 57pp.

Schaanning, M.T. and I.Allan. Field experiment on thin-layer capping in Ormefjorden and Eidangerfjorden - Functional response and bioavailability of dioxins 2009-2011. NIVA rapport 6285-2011, 28s+appendix.

Schaanning, M., Breyholz, B. og Skei,J., 2006. Experimental results on effects of capping on fluxes of persistent organic pollutants (POPs) from historically contaminated sediments. Marine Chemistry, 102, 46-59.

David Werner, Upal Ghosh, and Richard G. Luthy. Modeling polychlorinated biphenyl mass transfer after amendment of contaminated sediment with activated carbon. Environ. Sci. Technol. 40, 4211-4218, (2006).

40 Overvåking av testfelt for tynnsjikttildekking i Grenlandsfjordene 2012-2013| [219/2014]

Vedlegg 1 Feltrapport in situ fluksmåling

41 Dokumentnr.: 20110908-02-R Dato: 2014-06-18 Rev.nr.: 0 Vedlegg 1, Side 2

Vedlegg 1 - Feltrapport in situ fluksmåling

Innhold

1 Posisjoner 3 1.1 Posisjoner som definerer testfeltene 3 2 Vurdering av flukskammermålingenes integritet ved innhenting 3 2.1 30. mai 2013 3 2.2 26. mai. 2014 4 3 Toksisitetsfaktorer for de enkelte dioksinene og furanene 5

p:\2011\09\20110908\leveransedokumenter\rapport\sluttrapport\vedlegg\vedlegg-1 feltrapport.docx Dokumentnr.: 20110908-02-R Dato: 2014-06-18 Rev.nr.: 0 Vedlegg 1, Side 3

1 Posisjoner

1.1 Posisjoner som definerer testfeltene

Område Felt Tildekkings- Hjørne Breddegrad Lengdegrad materiale Eidangerfjord FE5 Aktiv karbon og leire A 59.076111 9.701667 Eidangerfjord FE5 Aktiv karbon og leire B 59.076111 9.705000 Eidangerfjord FE5 Aktiv karbon og leire C 59.074306 9.701667 Eidangerfjord FE5 Aktiv karbon og leire D 59.074306 9.705000 Ormefjord FO1 Kalkstein A 59.058611 9.748417 Ormefjord FO1 Kalkstein B 59.058611 9.750167 Ormefjord FO1 Kalkstein C 59.057722 9.748417 Ormefjord FO1 Kalkstein D 59.057722 9.750167 Ormefjord FO2 Leire A 59.056944 9.748222 Ormefjord FO2 Leire B 59.056944 9.749972 Ormefjord FO2 Leire C 59.056028 9.748222 Ormefjord FO2 Leire D 59.056028 9.749972 Ormefjord FO3 Aktiv karbon og leire A 59.056778 9.754556 Ormefjord FO3 Aktiv karbon og leire B 59.056778 9.756306 Ormefjord FO3 Aktiv karbon og leire C 59.055861 9.754556 Ormefjord FO3 Aktiv karbon og leire D 59.055861 9.756306

2 Vurdering av flukskammermålingenes integritet ved innhenting

2.1 30. mai 2013

Område Felt Prøve Tildekkings- Vurdering OK for materiale fluks- beregning? Eidanger- FE5 A Aktiv karbon Ikke slam i kammeret, OK fjord og leire lokk OK Eidanger- FE5 B Aktiv karbon SPMD så fin ut , men Ikke OK fjord og leire lokket hadde ikke vært lukket Eidanger- FE5 C Aktiv karbon SPMD så fin ut , men Ikke OK fjord og leire lokket hadde ikke vært lukket Eidanger- FE6 A Referansefelt Ikke slam i kammeret OK fjord (noe finstoff, begroing?). Lokket var lukket Eidanger- FE6 B Referansefelt Gule uorganiske OK fjord krystaller i kammeret, lokket lukket Eidanger- FE6 C Referansefelt Gule uorganiske OK fjord krystaller i kammeret, lokket lukket

p:\2011\09\20110908\leveransedokumenter\rapport\sluttrapport\vedlegg\vedlegg-1 feltrapport.docx Dokumentnr.: 20110908-02-R Dato: 2014-06-18 Rev.nr.: 0 Vedlegg 1, Side 4

Orme- FO1 A Kalkstein Lokk OK, men kan ha OK fjord vært åpning under skjørt. Orme- FO1 B Kalkstein Lokk OK, tetting rundt OK fjord skjørtet OK Orme- FO1 C Kalkstein Mulig dårlig tetting under OK fjord skjørtet, lokk OK Orme- FO2 A Leire Tetting under skjørt OK, OK fjord mye krystaller i kammer, lokk OK Orme- FO2 B Leire Lokk OK, Tetting ved OK fjord skjørt OK

Orme- FO2 C Leire Lokk og tetting så OK ut, Ikke OK fjord men leirklump på SPMD Orme- FO3 A Aktiv karbon Kull og leire inne i Ikke OK fjord og leire kammeret Orme- FO3 B Aktiv karbon Krystaller inne i OK fjord og leire kammeret, lokk OK Orme- FO3 C Aktiv karbon Svart inni, finstoff på OK fjord og leire SPMD, lokk OK Orme- FO4 A Referansefelt Ikke slam i kammeret OK fjord (noe finstoff) og under lokk Orme- FO4 B Referansefelt Lokk forseglet og SPMD OK fjord OK (noe finstoff). Fant død krabbe inne i kammeret Orme- FO4 C Referansefelt Noe finstoff på SPMD, OK fjord Lokket var lukket

2.2 26. mai. 2014

FE6: Tripod, 3 kammer, 3 POM 6A. Ren membran. Mye svart på plata og på veggene i kammeret., OK 6B. Ren membran. Rent kammer., OK 6C. Svart stoff på membranen. Ren plate., OK

FE5: Tripod, 3 kammer, 3POM 5A. Svart stoff på membran. Litt leire på veggene., OK 5B. Ren membran, og rent kammer., OK 5C. Litt partikler og leire på membran. Noe svart på plate. Litt leire på veggene., ikke OK

FO4: 3 single kammer, IKKE POM FO4A. Svart og brun membran. Rent kammer., OK FO4B. Svart membran. Rent kammer, litt svart på veggene., OK

p:\2011\09\20110908\leveransedokumenter\rapport\sluttrapport\vedlegg\vedlegg-1 feltrapport.docx Dokumentnr.: 20110908-02-R Dato: 2014-06-18 Rev.nr.: 0 Vedlegg 1, Side 5

FO4C. Svart membran. Rent kammer., OK

FO3: 3 single kammer, 3 POM FO3A. Veldig svart membran. Svarte vegger i kammer, ikke leire., OK FO3B. Ren membran. Litt leire på veggene.OK FO3C. Veldig svart membran. Rent kammer, men litt svart på plate og vegger., OK

FO2: 3 single kammer, 3 POM FO2A. Skitten svart membran. Leire og svart på vegger. Svart plate., ikke OK FO2B. Svart membran. Rent kammer, litt svart på plate., mulig leire bit på membran, OK FO2C. Svart membran. Rene vegger og plate., OK

FO1: 3 single kammer, 3 POM NB! Varpet opp da tauet røk under utsetting. FO1A. Fullt av rust på membran. Kammer rent, men med rust. OK FO1B. Litt svart membran. Litt leire på veggene. Svart på vegger og plate. Ikke OK FO1C. Fullt av rust på membran. Kammer rent, men med rust., OK

3 Toksisitetsfaktorer for de enkelte dioksinene og furanene

For å beregne sum fluks toksisitetsekvivalenter brukes faktorene I tabellen nedenfor som anger relative toksisitet for de ulike dioksin og furanforbindelene.

Dioksin og Furan kongener Toksisitetsfaktor

2,3,7,8-TCDD 1 1,2,3,7,8-PeCDD 0,5 1,2,3,4,7,8-HxCDD 0,1 1,2,3,6,7,8-HxCDD 0,1 1,2,3,7,8,9-HxCDD 0,1 1,2,3,4,6,7,8-HpCDD 0,01 OCDD 0,001

2,3,7,8-TCDF 0,1 1,2,3,7,8-PeCDF 0,05 2,3,4,7,8-PeCDF 0,5 1,2,3,4,7,8-HxCDF 0,1 1,2,3,6,7,8-HxCDF 0,1 1,2,3,7,8,9-HxCDF 0,1 2,3,4,6,7,8-HxCDF 0,1 1,2,3,4,6,7,8-HpCDF 0,01 1,2,3,4,7,8,9-HpCDF 0,01 OCDF 0,001

p:\2011\09\20110908\leveransedokumenter\rapport\sluttrapport\vedlegg\vedlegg-1 feltrapport.docx Overvåking av testfelt for tynnsjikttildekking i Grenlandsfjordene 2012-2013| [219/2014]

Vedlegg 2 NIVA-rapport: Thin layer capping of fjord sediments in Grenland. Chemical and biological monitoring 2009-2013.

42 REPORT SNO 6724-2014

Thin layer capping of fjord sediments in Grenland. Chemical and biological NIVA: Norway’s leading centre of competence in aquatic environments

NIVA provides government, business and the public with a basis for monitoring 2009-2013 preferred water management through its contracted research, reports and development work. A characteristic of NIVA is its broad scope of professional disciplines and extensive contact network in Norway and abroad. Our solid professionalism, interdisciplinary working methods and holistic approach are key elements that make us an excellent advisor for government and society.

Gaustadalléen 21 • NO-0349 Oslo, Norway Telephone: +47 22 18 51 00 • Fax: 22 18 52 00 www.niva.no • [email protected] Norwegian Institute for Water Research – an institute in the Environmental Research Alliance of Norway REPORT

Main Office NIVA Region South NIVA Region East NIVA Region West Gaustadalléen 21 Jon Lilletuns vei 3 Sandvikaveien 59 Thormøhlens gate 53 D NO-0349 Oslo, Norway NO-4879 Grimstad, Norway NO-2312 Ottestad, Norway NO-5006 Bergen Norway Phone (47) 22 18 51 00 Phone (47) 22 18 51 00 Phone (47) 22 18 51 00 Phone (47) 22 18 51 00 Telefax (47) 22 18 52 00 Telefax (47) 37 04 45 13 Telefax (47) 62 57 66 53 Telefax (47) 55 31 22 14 Internet: www.niva.no

Title Report No.. Date Thin layer capping of fjord sediments in Grenland. 6724-2014 15.09.2014

Chemical and biological monitoring 2009-2013. Project No. Pages Price O-12364, O-12331 52

Author(s) Topic group Distribution Morten Thorne Schaanning and Bjørnar Beylich, NIVA Sediment remediation Open Caroline Raymond, Göran Samuelsson and Jonas Gunnarsson, SU Geographical area Printed NIVA

Client(s) Client ref. Norwegian Environment Agency Hilde Beate Keilen Hydro Bernt Malme

Abstract A field experiment on thin layer capping was initiated in the Grenland fjords in September 2009. A primary objective of the field experiment was to assess the capacity of the different cap designs to reduce bioavailability of dioxins as well as the disturbance and recovery expected of the benthic habitat and macrofauna communities. The test fields were investigated in samples collected in 2009, shortly after capping, and in 2010, one year after capping. The bioavailability was determined in box-cores transferred from the test fields to a mesocosm laboratory for ex situ measurements of uptake of dioxins in sediment-living organisms and passive samplers exposed in the overlying water. The results showed that caps containing activated carbon effectively reduced the bioavailability of dioxins, but adverse effects were found on benthic communities. In one of the two test fields treated with activated carbon, the community severely deteriorated during the first year after capping. In order to follow the further succession of the benthic community and the degree of sustainment of dioxin immobilization, extended monitoring was performed in 2012 and 2013, 3-4 years after cap placement. Here we report the results from this latter investigation and compare with the results obtained in the previous investigations. The new results confirmed maintenance of positive effects of activated carbon on the bioavailability of dioxins. The benthic habitat appeared to have improved since 2010, but adverse effects were still present in the macrofauna communities, in particular at one of the test fields treated with activated carbon at which recovery appeared to have stagnated at about two years after cap placement.

4 keywords, Norwegian 4 keywords, English 1. Tiltak 1. Remediation 2. Dioksiner 2. Dioxins 3. Bunnfauna 3. Benthic macrofauna 4. Felteksperiment 4. Field experiment

Project Manager Research Manager Morten Thorne Schaanning ISBN 978-82-577-6459-3 Kristoffer Næs Thin layer capping of fjord sediments in Grenland Chemical and biological monitoring 2009-2013

Forside: SPI-bilde fra felt i Ormerfjorden tatt 3 år etter tildekking med leire og aktivt kull.

NIVA 6724 - 2014

Preface

In September 2009, thin layer capping was performed in 4 test fields in Eidangerfjorden and Ormerfjorden, Grenland, and monitoring was maintained until May 2011 under the three projects Opticap (NGI), Thinc (NIVA), and Carbocap (University in Stockholm). The first period of observations showed the need for a prolonged investigation period and an extended monitoring program was granted by the Norwegian Environment Agency in the autumn of 2012 and co-funded by Hydro (17 additional fauna samples). In this program, NIVA was responsible for characterization of benthic habitats and measurements of the bioavailability of dioxins. Stockholm University (SU) was subcontracted for macrofauna investigations. Field surveys were conducted in 2012 and 2013 using RV Trygve Braarud, UiO. This report is a joint NIVA&SU report which primarily describes data obtained in 2012 and 2013, but data back to before cap placement has been included in the time series presented and considered in discussions and conclusions. Bjørnar Beylich has been responsible for the SPI investigations and BHQ index assessment. Caroline Raymond, SU, was responsible for macrofauna. Morten Schaanning was project manager and responsible for the measurements of dioxins in organisms and passive samplers. Espen Eek was project manager at NGI and Hilde Beate Keilen liaison at the Environment Agency. .

Oslo, 15.09.2014

Morten Thorne Schaanning

NIVA 6724 - 2014

Contents

Summary 5

1. Introduction 7 1.1 Objectives 7 1.2 The field experiment 7

2. Bioavailability 8 2.1 Method 8 2.1.1 Box-core sampling and mesocosm set-up 8 2.1.2 Exposure and sample preparation 9 2.1.3 Calculation and units 9 2.1.4 Chemical analyses 10 2.2 Results and discussion 11 2.2.1 Congener distribution 11 2.2.2 Comparison between the two reference locations 13 2.2.3 Cap efficiency 16 2.2.4 Time trends 17 2.3 Conclusions on cap efficiency 18

3. Benthic habitat quality 19 3.1 SPI measurements and BHQ index 19 3.2 Results and discussion 20 3.2.1 Cap images 20 3.2.2 BHQ index 21 3.3 Conclusions on SPI 21

4. Benthic macrofauna 25 4.1 Methods 25 4.1.1 Sampling 25 4.1.2 Statistical methods 25 4.1.3 Classification of ecological status and diversity 25 4.2 Results and discussion 26 4.2.1 Ecological state assessment 28 4.2.2 Abundance 29 4.2.3 Taxonomic groups and number of species 31 4.2.4 Biomass 32 4.2.5 Community analysis and interpretations 33 4.3 Summary of conclusions on disturbance and recovery of benthic community 36

5. References 37

Appendix A. Macrofauna univariate results 39

Appendix B. Species lists 41

NIVA 6724 - 2014

Summary

A field experiment on thin layer capping was initiated in the Grenland fjords in September 2009. In Eidangerfjorden one field of 40 000 m2 at 95m depth was capped with 1-2 cm dredged clay mixed with activated carbon. A similar cap was applied to one field of 10 000 m2 at 30m depth in Ormerfjorden. In the same area, two other fields of the same size as capped with, respectively, two cm crushed limestone and four cm dredged clay. The limestone was characterized by very low content of organic carbon and a large fraction of coarse (gravel size) particles. Reference locations were established in each fjord, nearby but unaffected by the capping operations.

The capacity of the different cap designs to reduce bioavailability of dioxins as well as the disturbance and recovery of the macrofauna communities was investigated in samples collected in 2009, one month after capping, in 2010, one year after capping and finally in 2012 or 2013, 4 years after capping.

The bioavailability was determined in box-cores transferred in December 2012 to a mesocosm laboratory for ex situ measurements of uptake of dioxins in two sediment-living organisms, the polychaete Nereis diversicolor and the gastropode Hinia reticulata (common dog whelk). Both organisms were collected at a non- contaminated location in the outer Oslofjord and added to each box-core sample. After exposure times of 3-5 months, the organisms were recollected and mixed samples of 10-20 individuals of each specie was analyzed for dioxins (i.e. polychlorinated dibenzo-p-dioxins and dibenzofurans or PCDD/F). Passive samplers were simultaneously exposed in the overlying water for measurements of dioxins leaking out from the sediments. During these measurements the water was slowly exchanged with sea water supplied from 60m depth in the outer Oslofjord, stirred to avoid stratification and aerated to avoid oxygen deficiency.

Macrofauna was analyzed in 3-5 grab samples from each field. Supplementary assessment of the benthic habitat was done from analyses of SPI-images (Sediment Profile Image) at 9-16 stations at each field. Additional four (total 7) SPI-surveys were performed for better documentation of the succession at each field.

Bioavailability was determined as the ratio of dioxin concentration in polychaete, gastropode or passive sampler exposed in box-cores from the capped fields divided by the corresponding concentration (same matrix, same time) in box-cores from the reference location. In total 10 such ratios were determined at each field. In 2009 only gastropods were exposed. In 2010 all three matrixes were analyzed and in 2013 all three matrixes were analyzed in duplicate box-cores from each field.

Statistical analyses showed significantly reduced bioavailability at both fields treated with activated carbon mixed with dredged clay (AC/clay). The mean ratios were 0.288 in Eidangerfjorden and 0.309 in Ormerfjorden, corresponding to reduction of bioavailability of 71.2% and 69.1%, respectively. The cap efficiency decreased for the gastropods from about 80% in 2009 and 2010 to about 60% in 2013. For the polychaetes and passive samplers, however, the efficiency had not changed between 2010 and 2013. It was argued that this difference was a result of the snails being more exposed to dioxins via food uptake, whereas the polychaetes and passive samplers are more controlled by concentrations of dioxins in the surrounding water.

At the field treated with crushed limestone the mean ratio was 1.62. This showed an unexpected, but statistically significant increase of dioxin bioavailability. Low (near zero) concentration of organic carbon and less diffusion resistance in the coarse lime stone material added are both factors which may tend to increase bioavailability of dioxins. At the field treated with dredged clay only, the ratio was 0.758 and not statistically different from the reference field. This cap material was very similar to the sediments at the reference location both with regard to organic carbon and grain size distribution.

Mirroring the results on cap efficiency with regard to dioxin retention, both SPI and macrofauna investigations showed adverse effects of the activated carbon treatments, but in spite of the 2-4 times thicker layers of crushed limestone and dredged clay, only minor disturbances were found at these two fields. The main findings from the macrofauna investigations were: • In Eidangerfjorden, the ecological classification based on various biodiversity indices showed good or very good conditions at all fields and all surveys. The indices were, however, consistently lower at the field treated with AC/clay than at the reference field and both indices showed minimum values at the AC/clay treatment in 2010, one year after capping.

5

NIVA 6724 - 2014

• In Ormerfjorden, at the reference fields and fields treated with crushed limestone or clay, the biodiversity indices showed good or moderate conditions throughout the experimental period. • In Ormerfjorden, at the AC/clay treatment the conditions deteriorated from good or moderate conditions in 2009 to bad or very bad in 2010. • In Ormerfjorden, at the AC/clay treatment the conditions improved during the last period to poor or moderate conditions in 2013. • In both fjords, macrobenthic communities at fields treated with AC were still disturbed 4 years after capping and biomass was at a minimum level, • but colonization with small, opportunistic species indicated that recovery had begun. • Filter feeders (e.g. brittle stars) and echinoderms (e.g. Brissopsis lyrifera) appeared particularly vulnerable to activated carbon. The fact that these organisms were much more abundant at the shallow test fields in Ormerfjorden might explain the more adverse effects in this fjord compared to the deeper field in Eidangerfjorden.

The SPI investigations confirmed maximum disturbance of the benthic habitat in 2010, one year after cap placement. Surveys in May 2011 and December 2012 showed gradually improved conditions in Eidangerfjorden and at the final survey in October 2013, the habitat was not clearly different from pre-cap conditions and reference location. In Ormerfjorden, however, the recovery of the benthic habitat appeared to stagnate after the survey in May 2010. Thus a high degree of consistency was found between the macrofauna and SPI investigations.

The powdered activated carbon used in these caps had a particle size of about 20 µm which is a typical size of the particles captured by filter feeders. Also, activated carbon is known to bind to dissolved and suspended food items. Thus disturbance of feeding behavior and food uptake appeared to be the most likely explanations to the effects observed on the benthic communities.

Follow-up investigations are recommended to assess the maintenance of cap efficiencies and to ascertain that continued recovery of the benthic communities will occur.

6

NIVA 6724 - 2014

1. Introduction

1.1 Objectives The primary objective of thin capping is to develop a method to reduce the release of contaminants from sediments to fjord water and biota. As a supplement to theoretical modeling and small scale laboratory and mesocosm experiments, a field experiment was conducted to test the technical and engineering challenges of cap placement and cap performance on a real seabed.

Because the thin cap method is intended for remediation of large areas with potentially high ecological status, a secondary objective of the field and mesocosm experiments was to assess the changes imposed by thin caps on benthic community composition.

Previous results from the field experiment have been reported in Schaanning et al., 2011 and Schaanning and Allan, 2011. This report address primarily the investigations performed 3-4 years after capping, but results from the previous investigations are included when relevant.

1.2 The field experiment The test fields were established in September 2009. Field codes and brief description of treatments and obtained cap thickness are given in Table 1 Locations are shown in Figure 1. A complete description of the capping operation is given in Eek et al., 2011.

In Ormerfjorden, 3 fields of 10 000 m2 at 24-32 m depth were treated with 1) gravel supplied from the limestone quarry operated by Norsk Avfallshåndtering (NOAH) at Langøya, 2) silty-clay sediments suction-dredged at 10-20 m depth in a nearby location and 3) sediments dredged from the same location amended with 2 kg m-2 activated carbon. A fourth field was left untreated for control purposes. At the dredging site, the moderately contaminated top layer (ca 1 m) was suctioned off and shipped to a land-deposit before dredging sediments for the capping operation (Eek et al., 2011).

In Eidangerfjorden, one field (FE5) of 40 000 m2 at 92-96 m depth was capped with suction- dredged silty-clay sediments amended with 2 kg m-2 activated carbon. In this fjord the reference location was situated at 85 m depth to the north of the test field. Trawling is a regular activity in Eidangerfjorden. In understanding with the local fishermen, FE5 is not trawled during the field experiment and the reference field is beyond reach of the trawling gear due to topographic restrictions.

Table 1. Field names and treatments. Mean cap thickness ± 1 standard deviation as given in Eek et al., 2011. Cap thick- Typical depth Field Area Fjord Field Treatments 2 ness (cm) (m) (m ) Ormerfjorden FO 1 Crushed limestone 2.1 ± 1.2 30 10 000 Ormerfjorden FO 2 Dredged clay 3.7 ± 1.1 30 10 000 Ormerfjorden FO 3 Active Carbon in clay 1.1 ± 0.6 26 10 000 Ormerfjorden FO 4 Reference - 30 - Eidangerfjorden FE 5 Active Carbon in clay 1.2 ± 0.3 95 40 000 Eidangerfjorden FE 6 Reference - 85 -

7

NIVA 6724 - 2014

Figure 1. Map showing the Grenlandfjord area (top) and test plots in Eidangerfjorden (low left) and Ormerfjorden (low right).

2. Bioavailability

2.1 Method 2.1.1 Box-core sampling and mesocosm set-up Two box-core samples were sampled from each of the test plots 5.- 6.12.2012 and transferred to the Solbergstrand mesocosm. The samples were collected with a 0.1 m2 KC-Denmark™ box corer with transparent polycarbonate liners attached inside the steel box. On deck, a steel sheet was inserted at the base of the liner to provide the bottom of the box core sample. The liner with

8

NIVA 6724 - 2014 apparently undisturbed cap and approximately 30 cm of layered sediment with inherent organisms and niches, was released from the steel box and placed on deck. The overlying water was removed through a siphon to reduce erosion of the sediment surface during transportation and handling. A lid was placed on top of the liner and the boxes were stored on deck until transport to the research station at Solbergstrand. Because of the unusual cold weather (-4- -8ºC), the cores were placed on a warm deck and covered with insulation blankets until transportation to the mesocosm facility. The transport was done in a closed van and all boxes were submersed in mesocosm sea water less than 12 hours after sampling. Benthic infaunal species often respond to stress from oxygen deficiency or contaminant exposure by escape to the sediment surface. No such behavior was observed in the boxes throughout sampling and transfer to the mesocosm.

In the mesocosm (Berge et al., 1986), artificial light and a continuous supply of fjord water from 60 m depth (Skagerrak/Outer Oslofjord) were used to maintain an experimental environment resembling the conditions at the fjord sampling locations, i.e. dim light, temperatures of 8-10°C, salinities of 34-35 PSU and 7-9 mg O2 L-1. The water overlying the sediments in each box was continuously exchanged with the fjord water to maintain high (>60%) degree of saturation with O2.

Throughout the period of measurements, the boxes were continuously flushed with the sea water supplied from the fjord at a rate of 0.5-1 ml min-1, and an airlift system (Schaanning et al., 2006) ensured a well-mixed and oxygen saturated overlying water. In addition to the 12 box-cores with field sediments one empty box was integrated in the set-up with identical aeration and water exchange.

2.1.2 Exposure and sample preparation The present box-core study is a follow-up of previous studies on the experimental fields established in September 2009. An overview of all box-core measurements performed on sediments from this field experiment is shown in Table 2. Polychaetes were collected from a tidal flat on the western side of Jeløya, Outer Oslofjord in November 2012 and stored in sediment aquaria until transfer to the box-core samples 27.12.2012, 20 individuals to each box. Gastropods were not found in November 2012 and could not be found until May 2013 when ca 400 individuals were captured on the same tidal flat and 20 added to each box. All organisms were retrieved 13.-15.08.2013 by careful washing of the sediment through sifts down to 1 mm mesh size. The gastropods were dismantled and soft-tissues from the snails recaptured from each box were quickly rinsed in sea water, blotted dry and transferred to prebaked glass containers. The polychaetes were left overnight for depuration in glass beakers with ca 250 ml sea water, blotted dry and transferred to prebaked glass containers.

Passive samplers (SPMD’s) were exposed in the overlying water in each box during the period 10.01.-13.04.2013. An experimental blanc was simultaneously exposed in the box without sediments, and a laboratory blanc from the same batch of SPMDs were stored at 4ºC in the metal container together with the empty containers assigned to each of the SPMD’s exposed in the experimental boxes. The SPMDs were mounted on a stainless steel rack strapped on to the lid of each box. On retrieval, the SPMDs were carefully rinsed in sea water and blotted dry on soft paper tissues before being put back into the metal boxes in which they were delivered.

2.1.3 Calculation and units In the organisms, unit of bioaccumulation is expressed in pg g-1 wet weight. For the passive samplers the uptake depends primarily on the sediment area and the time of exposure. Assuming saturation of the membranes was not approached during exposure, the uptake will increase with increased sediment area and period of exposure. Dividing the total uptake by sediment area and time of exposure the membranes provide a flux measurement expressed as pg m-2 day-1 (Josefson et al., 2012).

9

NIVA 6724 - 2014

An estimate of the uncertainty of the box-core method was calculated for the duplicate boxes transferred to the mesocosm in 2012 which showed a relative deviation from the means 32,6%.

Table 2. Overview of all mesocosm measurements performed on sediments sampled in box-core liners at the experimental fields for thin-layer capping established in Ormerfjorden and Eidangerfjorden in September 2009 2009 2010 2012 Maintenance in 15.10.2009-7.1.2010 11.11.2010 - 9.7. 2011 6.12.2012 - 15.8.2013 mesocosm

Number of cores 2x6 3x6 2x6

LDPE SPMD Passive sampler none Dec.10-Mar.11 Jan.13-Apr.13 n=6 pooled, Umeå n=12, Ökometric

30 ind. 20 ind. added/box 20 ind. added/box Hinia reticulata Nov.09 - Jan.10 May.11 - Jul.12 May.13 - Aug.13 n=6 pooled, Umeå n=6 pooled, Umeå n=12, Ökometric

20 ind. added/box 20 ind. added/box Nereis diversicolor none Nov.10 - Jul.12 Dec.12 - Aug.13 n=6 pooled, Umeå n=12, Ökometric

2.1.4 Chemical analyses All samples were stored at -20ºC until shipment to the laboratory in Germany (Ökometric Gmbh, Bayreuther Institut für Umweltforschung). Typical detection limits are shown in Table 3. Toxicity equivalents were calculated using conversion factors given by World Health Organisation, 2005.

Results from the analyses of air blanks (Table 3) showed that all components were less than detection limits in the SPMD samplers. The experimental blank revealed some uptake of furans (<7.5 pg) from the Oslofjord (60 m) water flowing through the empty experimental box, but the dioxins were below detection limits. In the two boxes with sediments from the AC-clay capped sediments the uptake of dioxins was close to or below detection limits, whereas some uptake of furans was found. In the uncapped reference area, most components were well above detection limits.

10

NIVA 6724 - 2014

Table 3. Amount of contaminants in SPMD’s exposed 10.1.-16.4. 2013, in mesocosm laboratory air 1m above the water surface (Air blank), in box-core liner without sediments (experimental blank) and in duplicate box-cores from capped and uncapped test plots in Eidangerfjorden. Unit = pg/SPMD. Air bl. Exp. bl. AC-clay Reference FE5a FE5b FE6a FE6b

2,3,7,8-TCDD < 0.5 < 0.5 < 0.5 < 0.6 < 0.8 < 0.5 1,2,3,7,8-PeCDD < 0.5 < 0.5 < 0.5 < 0.8 < 0.9 1.5 1,2,3,4,7,8-HxCDD < 0.5 < 0.5 < 0.6 < 0.5 1.2 1.6 1,2,3,6,7,8-HxCDD < 0.5 < 0.5 1.2 < 0.6 2.2 2.6 1,2,3,7,8,9-HxCDD < 0.5 < 0.5 1.0 < 0.5 0.9 2.2 1,2,3,4,6,7,8-HpCDD < 2.5 < 2.5 5.2 < 4 9.8 19.3 OCDD < 5.0 < 5.0 < 6.0 < 6.0 7.1 17.7 2,3,7,8-TCDF < 0.5 3.9 6.9 4.8 19.5 15.4 1,2,3,7,8-PeCDF < 0.5 2.5 10.5 6.5 21.3 25.0 2,3,4,7,8-PeCDF < 0.5 1.4 5.2 2.8 11.6 13.0 1,2,3,4,7,8-HxCDF < 0.5 3.9 22.4 11.7 40.8 59.8 1,2,3,6,7,8-HxCDF < 0.5 1.9 13.5 5.3 26.6 30.7 1,2,3,7,8,9-HxCDF < 0.5 < 0.5 < 0.8 < 0.8 2.7 3.7 2,3,4,6,7,8-HxCDF < 0.5 < 0.8 2.3 1.3 5.2 7.1 1,2,3,4,6,7,8-HpCDF < 2.5 7.5 35.8 19.8 75.4 108.0 1,2,3,4,7,8,9-HpCDF < 2.5 < 2.5 5.3 3.8 11.0 14.6 OCDF < 5.0 < 5.0 33.8 22.1 90.2 238.0

2.2 Results and discussion 2.2.1 Congener distribution The different sample matrixes showed a high degree of consistency with regard to the congeners contributing to total toxicity equivalents(fig. 3.1). Of the seven dioxin congeners, only pentachlorinated (12378 PeCDD) contributed beyond background levels and only in a few of the boxes. Those were in particular uncapped sediments from Ormerfjorden and the AC-clay treatment in Eidangerfjorden 2009 and 2010.

Thus, total toxicity equivalents resulted almost completely from the furans. 2,3,4,7,8-PeCDF and 1,2,3,4,7,8-HxCDF appeared main contributors, whereas 1,2,3,7,8-PeCDF and hepta- and octa- furans contributed less. Figure 2 shows that the AC-clay treatments (filled symbols) tend to occur at the low end of the range of observations of all congeners in all matrixes. For the gastropods this tendency was more obvious in 2010 and 2012 than in 2009.

11

NIVA 6724 - 2014

4 FE5 Flux FE6 -2 -1 (pgTE m day ) FO1 3 FO2 FO3 2 FO4

1

0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18

2,0 Hinia reticulata (pgTE g-1 w.w.) 1,5

1,0

0,5

0,0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18

12 Nereis diversicolor (pgTE g-1 w.w.) 9

6

3

0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18

Figure 2. Dioxin and furan toxicity equivalents in passive samplers (top), polychaetes (middle) and gastropods (bottom) exposed in boxcore samples collected in Oct. 2009, Nov. 2010 and Dec. 2012.

12

NIVA 6724 - 2014

2.2.2 Comparison between the two reference locations At the two reference locations the mean concentrations of dioxins in gastropods exposed to the sediments (± 1 standard deviation) were respectively 4.6 ± 1.0 pg g-1 w.w. in Eidangerfjorden and 4.2 ± 0.8 pg g-1 w.w. in Ormerfjorden (Figure 3). No clear variations were found with time or between the two locations.

Correspondingly, the fluxes were 2.9 ± 1.8 pg m-2 day-1 in Eidangerfjorden and 2.2 ± 1.8 pg m-2 day-1 in Ormerfjorden. The big difference between the two replicate boxes collected in Ormerfjorden in 2012 indicated relative large random errors in these measurements. Comparing the fluxes measured in all duplicate samples (reference and capped fields), the average deviation from field mean was 33.1% (n=6 pairs) which was large compared to the correspondingly estimated uncertainty of 10.7% for the dioxins accumulated in the gastropods. Thus neither the fluxes showed any systematic difference between the two fjord locations or between 2010 and 2012.

In the polychaetes the concentrations of dioxins were often high compared to those determined in the gastropods, but similar to the flux measurements the concentrations in the polychaetes were highly variable. Both the mean concentration of 21.7 ± 13.4 pg g-1 w.w. in Eidangerfjorden and 13.4 ± 5.2 pg g-1 w.w. in Ormerfjorden and the average deviation of 33.3% from the mean concentration in the duplicate samples from each field (n=6 pairs), showed a variability similarly large as the variability found for the flux measurements. The data shown in Figure 3 indicates higher concentrations in the polychaetes exposed in sediments from Eidangerfjorden than Ormerfjorden. Although not statistically significant, considering all measurements in 2010 and 2012, both mean and median concentrations were higher in Eidangerfjorden (mean=13.9 pg g-1, median=6.7 pg g-1, n=6) than Ormerfjorden (mean=8.3 pg g-1, median=4.9 pg g-1, n=12).

There may be several reasons why the polychaetes accumulate more dioxins than the gastropods. The gastropods feed closer to the surface where concentrations of dioxins in the sediments are lower than in the older sediments deeper down where the polychaetes spend most of their time. The difference may also be explained by the shell protecting most of the gastropod soft tissue from direct uptake from the pore water, and feeding behaviour which for the gastrodpods is dominated by selective ingestion of nutritious food items whereas the polychaetes mostly feed by whole sediment ingestion.

Sediment concentrations of dioxins, and in particular the vertical variation is not well documented, but judging from the available data and mercury proxies (Schaanning and Allan, 2011), the concentrations of dioxins in the sediments should be approximately twice as high in Eidangerfjorden as in Ormerfjorden. The absence of a corresponding difference in dioxin fluxes and tissue concentrations indicated that the dioxins in Eidangerfjorden were less bioavailable. Eek et al. (2011) found higher concentrations of organic carbon in Eidangerfjorden sediments than in Ormerfjorden, and this difference was confirmed in sediments collected in 2012 in which concentrations of 3.30% TOC was observed in a box-core from FE6 as compared to 1.56% at FO4. The bioavailability of organic contaminants is generally known to decrease with increasing abundance of organic carbon. Therefore, the higher TOC-levels in Eidangerfjorden may counteract the higher concentrations of dioxins and explain the lack of a clear difference in bioaccumulation and sediment-to-water fluxes.

13

NIVA 6724 - 2014

Hinia reticulata (pg g-1 w.wght.) 8 6 4 2 0 2009 2010 2012a 2012b 2009 2010 2012a 2012b FE6 FE6 FE6 FE6 FO4 FO4 FO4 FO4

Nereis diversicolor (pg g-1 w.wght.) 40

30

20

10

0 2009 2010 2012a 2012b 2009 2010 2012a 2012b FE6 FE6 FE6 FE6 FO4 FO4 FO4 FO4

Flux (pg m-2 day-1) 6

4

2

0 2009 2010 2012a 2012b 2009 2010 2012a 2012b FE6 FE6 FE6 FE6 FO4 FO4 FO4 FO4

Figure 3. Bioaccumulation and flux of dioxins (SumPCDD/F WHO-TE) at the reference locations in Eidangerfjorden (FE6) and Ormerfjorden (FO4).

14

NIVA 6724 - 2014

Hinia reticulata (pgTE g-1 w.w.) 6 A A 4 B BC 2 BC C

0 FE5 FE6 FO1 FO2 FO3 FO4

Nereis diversicolor (pgTE g-1 w.w.)

25 A AB 20

15

10 ABC BC BC 5 C 0 FE5 FE6 FO1 FO2 FO3 FO4

Flux (pgTE m-2 d-1) 8

6 A

4 A A A 2 A A

0 FE5 FE6 FO1 FO2 FO3 FO4 AC-clay Ref. Limestone Clay AC-Clay Ref.

Figure 4. Mean fluxes and concentrations of dioxins in polychaetes and gastropods at the six test fields in Eidangerfjorden (FE) and Ormerfjorden (FO) 0-4 years after thin cap placement. Letters above each bar show the results of one-way analyses of variation (Student’s t-test). Bars not connected by the same letter are different at the 0.05 significance level. Analyses of one sample from each treatment in 2009 and 2010, and two in 2012 yielded n=3 for flux and Nereis, n=4 for Hinia.

15

NIVA 6724 - 2014

2.2.3 Cap efficiency Because of the absence of any clear impact from fjord locations or sampling time on the bioavailability of dioxins, we assume that different cap treatments is the only factor responsible for differences between the various test fields with regard to tissue concentration and fluxes.

The lowest fluxes were observed at the two fields treated with activated carbon, but one-way analyses of variation (ANOVA) showed that the differences between any of the six locations were not statistically significant at the recommended 95% significance level (Figure 4, lower diagram).

Similarly, the gastropods (Figure 4, upper diagram) showed lower tissue concentrations in the two fields treated with activated carbon, but unlike the fluxes, the gastropods showed lower accumulation of dioxins in all sediments treated with a cap. The statistical comparison showed that all caps provided gastropods with lower concentrations of dioxins than the reference fields. In Ormerfjorden the field treated with a 1,2 cm layer (Table 1) of clay spiked with activated carbon (FO3) provided gastropods with significantly less dioxins than the field capped with a much thicker layer (3.7 cm) of clay only.

Also the polychaetes (Figure 4, middle diagram) showed low accumulation of dioxins in sediments treated with AC-clay caps. In Ormerfjorden, the AC-clay treatment was significantly lower than crushed limestone treatment, but not significantly lower than the uncapped reference.

Comparison of the results within each of the three sample matrixes showed a very clear tendency that the lowest dioxin toxicities were observed in the AC-clay treatments, but unclear effects of the limestone and clay only treatments. Because of small sample sizes (n=24 for the gastropods, n=18 for polychaetes and membranes) the power of the statistical analyses of the polychaete and flux data was unacceptable. This was shown by a retrospective power analyses which calculates the probability (p) and minimum number of samples (LSN) required for the test to be significant. For the gastropods, p=0.9987 and LSN=12 showed that the actual n=24 had provided sufficient power to accept the results of the t-test shown in Figure 4. However, for the polychaetes and flux the power was low (p=0.6587, LSN=19 for gastropods; p=0.298, LSN=37 for the fluxes).

In order to improve the power of the statistical analyses, the data were normalized by dividing each observed flux or bioaccumulation by the respective observation at the reference field in the same fjord and time. The mean of the ten ratios observed at each field (n=10) and the statistical comparison is shown in Figure 5. In this case the total number of analyses was 60, which provided sufficiently high power (p=0.9999, LSN = 39). At the fields capped with AC and clay, the overall efficiencies corresponded to 71,2% reduction of dioxin toxicity equivalents in Eidangerfjorden and 69,1% in Ormerfjorden.

The level of dioxin toxicity equivalents in the samples from the field treated with clay only (FO2) was not significantly different from the corresponding reference location, but interestingly, the toxicity equivalents had increased significantly at the sediments capped with crushed limestone. This was primarily a result of contributions from the flux and polychaete data. The layer thickness was found to be on the average 2.1 cm which was nearly twice the thickness of the AC-clay treatments but only slightly more than half the thickness of clay only (Table 1). Compared to the dredged clay, the limestone is a coarser material providing larger pore space and less diffusion resistance. The limestone also contained less organic matter than the other cap materials (Eek et al., 2011). Both factors would tend to favor higher concentrations of dioxins in the pore water of the limestone cap. If the concentrations in the water column is constantly low and the concentrations in the pore water is higher within the limestone cap than on the reference field, concentration gradients between the interstitial and overlying water, and consequently the flux, will be higher. Relatively high pore water concentrations of dioxins could also explain higher concentrations in the polychaetes than in gastropods which are protected from pore water exposure by shells. Compared to the polycheaetes, the gastropods are likely to take up more of the dioxins through their diet. If

16

NIVA 6724 - 2014 they feed selectively on nutritious food items the main food source would be derived from the organic matter settling from the watercolumn at all fields.

Flux and bioaccumulation ratios 2,0 A

1,5

B B 1,0 BC

0,5 C C

0,0 FE5 FE6 FO1 FO2 FO3 FO4

AC-clay Ref. Limestone Clay AC-Clay Ref.

Figure 5. Overall bioavailability at the six test fields in Eidangerfjorden (FE) and Ormerfjorden (FO) 0-4 years after thin cap placement. Letters above each bar show the results of one-way analyses of variation (Student’s t-test). Bars not connected by the same letter are different at the 0.05 significance level.

2.2.4 Time trends Linear regression analyses was used to investigate if there was any significant change with time in the accumulation of dioxin toxicity equivalents at the two test fields treated with activated carbon and clay (Figure 6). The pooled flux and polychaete ratios showed no correlation with time (R2 = 0.05), but the gastropods showed a significant upwards trend (R2 = 0.49, p<0.05). Thus it appears that the effect of the AC-clay cap is slightly less persistent for the gastropods than for the flux and polychaetes. If, as assumed in the previous section, dioxin fluxes and tissue concentrations in the polychaetes are primarily controlled by pore water concentrations of dioxins, whereas dioxin tissue concentrations in gastropods are more controlled by food items, the post cap deposition of dioxins associated with suspended organic particles may be less available to the activated carbon in the cap than the dioxins dissolved in the pore water. These may be more controlled by upwards diffusion from the old sediments below the cap and retained upon contact with the AC-cap layer. The polychaete burrows may be important both as flux channels in the sediment and mixing sites for AC and dissolved dioxins.

17

NIVA 6724 - 2014

SumPCDD/F WHO-TEQ-gastropode ratios FE5&FO2 1,00 y = 0,0064x + 0,1584 R² = 0,4878 0,75

0,50

0,25

0,00 0 10 20 30 40 50

SumPCDD/F WHO-TEQ-flux&polychaete ratios FE5&FO2 1,00 y = 0,0035x + 0,1811 R² = 0,0497 0,75

0,50

0,25

0,00 0 10 20 30 40 50

Figure 6. Time trends analysed by linear regression on the dioxin toxicity equivalent ratios in gatsropde Hinia reticulate (top) and passive samplers in water column and the polychaete Hereis diversicolor (bottom). X-axis display box-core sampling in months after capping.

2.3 Conclusions on cap efficiency • During the period 1-40 months after capping, bioavailability of dioxin toxicity equivalents was measured in 60 samples of polychaetes and gastropods exposed in box-cored sediments and passive samplers exposed in the overlying water. • The data showed that fjord location and time after capping was less important for dioxin accumulation in the samples than the different cap designs tested. • Compared to reference locations, dioxin accumulation increased in the crushed limestone treatment. This was related to low concentration (near zero) of organic carbon and less diffusion resistance in the coarse cap material. • The clay cap neither increased nor decreased dioxin accumulation in the three sample matrixes. This was related to the similarity between the clay cap and reference sediment with regard to grain size and concentration of organic carbon.

18

NIVA 6724 - 2014

• In the AC-clay cap, the average reduction of dioxin toxicity equivalents was close to 70% both in Eidangerfjorden and Ormerfjorden. This was related to immobilization of dioxins adsorbed on the activated carbon. • During the study period, the passive samplers and polychaetes showed no significant change of cap efficiency, but the gastropods showed a slight decrease from ca 80% in 2009 to ca 60% in 2013. This difference was explained by a high degree of food intake control of dioxin levels in the gastropod and a high degree of pore water controlled level of dioxins in the polychaetes and passive samplers.

3. Benthic habitat quality

3.1 SPI measurements and BHQ index A digital CMOS camera (Canon D50), was used to take vertical in situ photos through a prism (26 x 17,3 cm) as indicated in Figure 7 (Nilsson & Rosenberg, 1997). After each deployment, the sediment profile images (SPI) were transferred to a computer and stored. SPI image enhancement and measurement was done in Adobe Photoshop Extended CS4. The depth of the apparent redox potential discontinuity (aRPD) was measured as the distance from the sediment surface to the borderline between rusty brown and green to grey or sometimes even black sediment. In each image the mean aRPD was calculated as the area of aRPD coverage divided by the width of the image, and the benthic habitat quality (BHQ) index was calculated (Nilsson & Rosenberg, 1997). This index parameterises surface structures (faecal, tubes, feeding pit and mounds), sub-surface structures (infauna, burrows, oxic voids) and the aRPD. Each of these properties (surface structure, subsurface structure and aRPD) is scoring up to 5p to a total of 15p as the highest score in an image. The BHQ index is a quick method which allows sampling of a higher number of stations compared to quantitative macrofauna analyses. It is related to the faunal successional stages in the Pearson-Rosenberg model (Figure 7) (Pearson and Rosenberg 1978, Nilsson & Rosenberg, 2006).

Figure 7. A,B) diagram of a sediment profile camera in operation. C) model of faunal successional stages along a gradient of increasing disturbance and corresponding classification system for the benthic habitat quality index (BHQ). Based on Pearson and Rosenberg (1978), Nilsson and Rosenberg (1997), Rosenberg et al. (2004).

19

NIVA 6724 - 2014

In this investigation, BHQ was determined from 2-3 images taken at each field before capping and at the two reference locations after capping. At the 100x100m capped fields in Ormerfjorden (FO1-3) BHQ was determined from 9 images taken in a 25x25m grid system covering each field. In Eidangerfjorden BHQ was determined from 16 images taken in a corresponding grid system covering the AC-clay field. The grid system (Schaanning et al., 2011) gave a total of 312 BHQ- indices determined at stations evenly distributed over the capped fields.

3.2 Results and discussion 3.2.1 Cap images The SPI-images from the reference location (FE6) Eidangerfjorden show no clear changes during the study period May 2009-November 2013 (Figure 8). A brownish material is present in a top layer of 3-5 cm layer. This is the bioturbated layer with assumed higher content of organic matter. Below the top layer, the brownish material is occasionally drawn downwards in burrows or other types of bioturbation. Be aware, however, that the apparent downward mixing is occasionally difficult to distinguish from so-called smearing, a process in which material sticks to the glass of the camera housing and follows the glass down during camera penetration. Black spots/areas are visible in some of the images at 10-15 cm depth. The black colour is generally assumed to result from anoxic degradation of organic matter, high rates of sulphate reduction and precipitation of ferrous sulphide.

At the AC-clay field in Eidangerfjorden (FE5) a thin layer of black activated carbon is present on top of the sediment in October 2009, 1 month after cap placement. Black colour below this 1-2 cm layer was found to result from smearing. In May 2010 a few mm of new, brownish material had been deposited on top of the AC-clay layer. Most likely this material has been deposited from the watercolumn, but bioturbation and upwards transport from below the cap may also contribute to the material laid down on top of the cap. The deposited material may be a mixture of new material sinking down from the surface layer and sediments resuspended from basin slopes and deep bottoms and transported to the capped areas by lateral water movements. The remaining photos in this time series shows a steady increasing thickness of this layer from a few mm in 2010 to ca 3 cm in November 2013 corresponding to 7-8 mm/year. This growth rate is high compared to the sedimentation rates of 1-2 mm determined by dated cores from Frierfjorden (Næs, et al., 2004). However the organic matter present in the top layer will be substantially degraded and compacted as it is buried deeper into the sediments. The growth rate of the brownish top layer shown by the photos in Figure 8 is most likely a result of sedimentation of new and resuspended material from the water column and mixing by bioturbation with cap material and old sediments from below the cap. The blurring of the sharp contours of the AC-clay cap in October 2009 supports the idea that the AC-clay cap is extensively mixed into the brow top layer.

In Ormerfjorden, the photos shown in Figure 8 revealed several mounds and hollows indicating activity of larger organisms (e.g. FO4, May 09 and May 11). The lighter surface layer frequently extend downwards 2-3 cm, but the lower boundary is much more variable than in Eidangerfjorden and the apparently lower content of organic matter was confirmed by the chemical analyses cited in ch. 2.2. At FO3 the black AC-clay cap appeared clearly in October 2009 and as in Eidangerfjorden a brownish top layer develops steadily over the following months and years. The thickness was however not more than ca 1 cm by the end of 2013 indicating less input of new material from the water column. This is reasonable as the abundance of suspended particles will increase with increasing depth in this fjord area (Allan, Schaanning and Beylich, 2011).

The thick layer of dredged clay at FO2 was clearly visible in the photos throughout the experimental period. The lighter appearance of the clay cap helped visualizing some very deep burrows in particular in October 2010, but also in 2012 and 2013 deep burrows appears to mix cap material down to 15 cm depth or more.

20

NIVA 6724 - 2014

Some very coarse fractions of the crushed limestone are seen in all photos taken after the cap placement in September 2009. The images also show how the space between the coarse material is filled with more fine-grained material, most likely fine fractions of the limestone added. Grain size analyses showed that the crushed limestone was a mixture of ca 50% fine gravel (2-4 mm), 35% sand (0.06-2 mm) and 15% of silt and clay (<0.06 mm) (NGI analyses 2008-04-08) and Hg-analyses showed that mercury concentrations was near zero within the cap layer (Schaanning and Allan., 2012), which it would not have been if ambient fjord sediments had contributed to the fine fractions shown in the images. Evertebrate structures protruding into the water column was visible both before and 8 months after cap placement, indicating rapid colonization of the limestone cap.

3.2.2 BHQ index In May 2009, before capping, the habitat was classified as “good” on all locations (Figure 9). The indices appeared little affected by the capping operation ca 1 month before the survey in October 2009 and in May 2010 all locations were still classified as “good”. During the summer of 2010, however BHQ decreased at all fields, also the two reference fields. The strongest decrease was however, observed at the AC-clay fields resulting in a mean BHQ of 4.4 at FE5 and 4.7 at FO3 (both classified as “moderate”). Statistical comparison of all indices observed in November 2010 showed that the habitats at both AC-clay fields were significantly lower than the reference location in Eidangerfjorden (FE6) and the field in Ormerfjorden treated with clay only (FO2) (Schaanning et al., 2011). The BHQ at the field treated with crushed limestone (FO1) was also low (5.7) but significantly different from the reference field (FE6) only. In May 2011 the indices had increased at all fields, but the two AC-clay fields were still classified as “moderate” and significantly different from the reference fields (Schaanning et al., 2011). From May 2011 to December 2012 and October 2013, the habitat index normalized at FE5, but remained nearly unchanged at “moderate” level at FO3 (Figure 9).

3.3 Conclusions on SPI

• All cap layers were clearly visible in the images throughout the 49 months between the capping event and the last survey in October 2013. • The cap layers became covered with a brownish top layer increasing from a few mm in May 2010 to ca 1 cm in Ormerfjorden and ca 3 cm in Eidangerfjorden in October 2013. • At both fields treated with clay and activated carbon, the BHQ index decreased to a minimum value in October 2010, one year after capping. • In Eidangerfjorden, but not in Ormerfjorden, the BHQ-index normalized to precap values in 2012 and 2013.

21

NIVA 6724 - 2014

May 2009 Oct. 2009 May 2010 Oct. 2010 May 2011 Dec. 2012 Nov. 2013

May10/FE6 FE6 May.09/FE6 Ref. May Oct.09/FE6/FE6 Oct.10/FE6/FE6

May10/FE5/EID08s_01 Oct.10/FE5/EID08s_2 May.09/FE5-6/TcOp_22s_2 Oct.09/FE5/EID14s_01 May11/FE5/EID14s_1 FE5 AC- clay

FO1 May.09/FO1/TcOp_04s_2 Oct.09/FO1/0N0_01 May10/FO1/On01s_01 Oct.10/FO1/ON02s_2 May11/FO1/ON01s_1 Crush. lime- stone

…………continues next page.

22

NIVA 6724 - 2014 May 2009 Oct. 2009 May 2010 Oct. 2010 May 2011 Dec. 2012 Nov. 2013

FO2 May.09/FO2/TcOp_05s_1Oct.09/FO2/A0L01s_04 May10/FO2/OL04s_04 Oct.10/FO2/OL04s_1 May11/FO2/OL05s_1 Clay

FO3 May.09/FO3/TcOp_09s_1 Oct.09/FO3/A0C06_0 May10/FO3/OCO6s_02 Oct.10/FO3/Oc03s_3 May11/FO3/OC06s_4 AC- clay

FO4 May.09/FO4/TcOp_08s_2 Ref. Oct.09/FO4/FO401s_01 May10/FO4/FO401s_03 Oct.10/FO4/FO401s_3 May11/FO4/FO401s_4

Figure 8. Selected SPI images from experimental fields in Eidangerfjorden and Ormerfjorden. Cap placement performed in September 2009.

23

NIVA 6724 - 2014

FE5 FE6 FO1 FO2 FO3 FO4 15

12

9

6

3

0 May 2009 Oct. 2009 May 2010 Nov. 2010 May 2011 Dec. 2012 Oct.2013

Figure 9. Benthic Habitat Quality (BHQ) index determined from SPI image analyses at reference fields (FE6, FO4) and fields capped with crushed limestone (FO1), dredged clay (FO2) and dredged clay with activated carbon (FE5, FO3). Horizontal lines show classification system from “bad habitat quality”(below red line) to “high habitat quality” (above green line) shown in Figure 7. Each point represent mean of 2-16 BHQ values.

24

NIVA 6724 - 2014

4. Benthic macrofauna

4.1 Methods 4.1.1 Sampling Benthic macrofauna was sampled with a van Veen grab with a sampling area of approx. 0.1 m2. The grab sample positions were pre-determined and localized with DGPS in the coordinate system WGS-84. One month after capping (October 2009), three replicate grabs were taken per field (n=3). Fourteen month after capping (November 2010), five replicate grabs were taken per field (n=5). Forty-nine month after capping (October 2013), also five replicate grabs were taken per field (n=5). The samples were immediately sieved through a 1 mm mesh size sieve and conserved in 4% formaldehyde (buffered with hexamethylene tetramine) and stored for 3 months before taxonomy identification. All specimens for the major taxonomic groups were with few exceptions identified to species level. Species within the groups Nemertea and Turbellaria cannot be identified as preserved material and were therefore reported as groups. Abundance (number of individuals) and biomass (g wet weight) were determined for each taxon (see Appendix B. ). Further, all species were also classified into functional groups based on their feeding strategies, which is analyzed in a complementary article (Samuelsson et al, manuscript in prep.)

4.1.2 Statistical methods The benthic macrofauna community is strongly variable among fjords depending on factors such as depth, water exchange, current regime, grain size, organic carbon input, salinity, light etc. Therefore, the experiments at 30 m depth in Ormerfjorden and at 100 m depth in Eidangerfjorden were treated separately in all statistical analyses.

Differences among capping treatments were analyzed with permutational analysis of variance (PERMANOVA) (Anderson 2001, McArdle and Anderson 2001) using PRIMER 6 + PERMANOVA statistical software package (Plymouth Laboratories, England). The data on abundances, number of species and biomass were analyzed using Euclidian distances in a planned comparison (contrast) to achieve the relevant comparisons only. The experimental treatments were compared to untreated reference fields, and in Ormerfjorden also to the Clay treatment which can be considered as a capping control. The variances were first tested using PERM-disp, and optimal transformations were chosen to avoid heterogeneous variances (see footnotes in Table 6 and Table 7 for information about transformations). Post-hoc pair-wise comparisons with Monte-Carlo sampling were carried out in the PERMANOVA platform, in order to discriminate between treatments at the separate sampling occasions (‘Month’). The significance level for all statistical tests were set at α = 0.05.

From the multivariate matrix of benthic community data, non-metric multidimensional (nMDS) scaling plots (with Bray-Curtis similarity index as distance measure) were also created to analyze relative similarities of the benthic communities in the 2-dimensional graphs (one for each fjord). The statistical analyses, on the other hand, were performed on ungrouped data. In order to increase the detail level in the figures, all species were assigned into one of the five taxonomic groups; Polychaeta (Annelida), Mollusca, Crustacea (Arthropoda), Echinodermata and Varia (including Cnidaria, Nemertea, Phoronida, Platyhelminthes and Sipuncula). Complete species lists are given in Appendix B.

4.1.3 Classification of ecological status and diversity

Samples were classed by ecological status using the marine Benthic Quality Index (BQIm) (HVMFS 2013:19), and the Shannon-Wiener (H’) diversity index (Veileder 01:2009). BQIm is not normally used in Norway, but in a recent field capping study in the Trondheim harbour the BQIm index was

25

NIVA 6724 - 2014 found to perform well compared to the Shannon-Wiener index H' and the Norwegian Quality Index (NQI) (Cornelissen et al, 2011).

The BQIm takes into account the specific species resistance to ecological disturbances, where each species has an individual sensitivity value based on empirical data. Calculation of BQIm is based on the relative abundance of sensitive and tolerant species, the total number of species in the sample and to some respect the total abundance in the sample.

= 푆푐푙푎푠푠푖푓푖푒푑 × × ( + 1) × 푖 푡표푡푎푙+ 5 푚 푁 푖 10 푁 퐵푄퐼 � � � 푐푙푎푠푠푖푓푖푒푑� 푆푒푛푠푖푡푖푣푖푡푦 푣푎푙푢푒 � 푙표푔 푆 � 푡표푡푎푙 � 푖=1 푁 푁 where Sclassified is the number of taxa having a sensitivity value, Ni is the number of individuals of taxon i, Nclassified is the total number of individuals of taxa having a sensitivity value, the Sensitivity valuei is the sensitivity value for taxon i, S is the total number of taxa, and Ntotal is the total number of individuals in the sample (0.1 m2) (formula and description text from Leonardsson et al, 2009). Class boundaries are given in Table 4.

The diversity index Shannon-Wiener (H’) was used for ecological classification according to Norwegian guidelines for benthic monitoring (Veileder 01:2009). The H’ numbers were achieved from PRIMER (see Appendix A. ), calculated according to:

H’ = -Σ (pi) * (log2pi) where pi = proportion of individuals in the sample belonging to species i. Class boundaries are given in Table 4. The principle difference between BQIm and H’ is that H’ does not take species sensitivity into consideration.

Table 4. Classification boundaries based on BQIm index (boundary values from the Swedish west coast >20 m, HVMFS 2013:19) and Shannon-Wiener index, H’ (Veileder 01:2009). Index I II III IV V BQIm High Good Moderate Poor Bad >15.7 15.7 - 12.0 12.0 - 8.0 8.0 - 4.0 <4.0

H' Very good Good Moderate Bad Very Bad > 3.8 3.8 - 3.0 3.0 - 1.9 1.9 - 0.9 < 0.9

4.2 Results and discussion A total of 9748 benthic organisms from 194 species were included in the analyses, where 1253 specimens (from 116 species) were from the 18 samples taken in 2009 (1 month), 3184 specimens (from 125 species) were from the 35 samples taken in 2010 (14 months), and 5311 specimens (from 142 species) were from the 35 samples taken in 2013 (49 months). The statistical analyses of the number of individuals (abundance), number of species and biomass is given in Table 6 for Ormerfjorden and Table 7 for Eidangerfjorden.

26

NIVA 6724 - 2014

Table 5. Results from PERMANOVA analyses on abundance, number of species and biomass in Ormerfjorden. Compilation of p-values for relevant comparisons between treatments (fields) and time (months). p-values <0,05 are shown in bold.

27

NIVA 6724 - 2014

Table 6. Results from PERMANOVA analyses on abundance, number of species and biomass in Eidangerfjorden. Compilation of p-values for relevant comparisons between treatments (fields) and time (months). p-values <0,05 are shown in bold.

4.2.1 Ecological state assessment

In the Benthic Quality Index (BQIm), all fields in Ormerfjorden reached moderate ecological status after 1 month, with values varying between 8.71-10.22 (Table 8). The experimental fields treated with Clay and Lime and the untreated reference field kept stable on moderate ecological status throughout 14 and 49 months. AC+clay, however, showed a remarkable drop to Bad ecological status after 14 months. After 49 months the status was still Poor.

Based on the Shannon-Wiener index, the AC+clay field in Ormerfjorden went from Good status after 1 month to Bad status after 14 month (Table 8). After 49 months the AC+clay field was at Moderate status, the same as for the other fields in Ormerfjorden. Initially the reference field had a lower status compared to the other fields in Ormerfjorden.

28

NIVA 6724 - 2014

The AC+clay treatment in Eidangerfjorden reached Good ecological status both for BQIm and Shannon-Wiener, although the underlying data on number of species and abundance displayed significant perturbations to the communities by AC+clay.

Table 7. Ecological status based on BQIm and Shannon-Wiener (H’) indices (average values). Classification and colour coding: Class I) High or Very good, Class II) Good, Class III) Moderate, Class IV) Poor or Bad, Class V) Bad or Very bad (For details in classification and boundary layer, see 0.1.3). BQIm H' 1 14 49 1 14 49 FO1 Lime 9.52 9.56 10.76 3.72 3.21 2.71 FO2 Clay 10.22 8.82 10.99 3.39 2.97 2.74 Ormerfjorden FO3 AC+clay 8.71 2.96 6.24 3.68 1.85 2.63 FO4 REF 8.78 9.46 10.55 2.90 3.17 2.96 FE5 AC+clay 13.52 12.67 14.15 3.59 3.45 3.69 Eidangerfjorden FE6 REF1 15.95 15.18 15.96 4.13 4.19 4.30 FE7 REF2 - 14.09 13.52 - 3.72 3.54

Ecological indices are generally poor in capturing the species composition, the ecological interactions and succession of species. The Shannon-Wiener index was originally developed as a diversity index in economical science and not to analyse ecological status. When applied to ecological communities it is often criticized for not discriminating between species. Also BQIm appears to fail in detecting the disturbances in Eidangerfjorden. This study has statistically solid data on the benthic communities, i.e. number of species, their abundance and biomass. The ecological impact of capping on the benthic community and the underlying processes should therefore be based on the solid data rather than an index.

4.2.2 Abundance The total abundance in Ormerfjorden one month after capping varied from 214 ind/m2 in the AC+clay capped field up to 760 ind/m2 in the Clay only capped field (Figure 10). The abundance in the Lime field reached 549 ind/m2, whereas the reference field reached 412 ind/m2. Fourteen month after capping, the total abundance in the AC+clay field had decreased to only 55 ind/m2, whereas the Clay capped field showed similar abundance as before with 701 ind/m2. In the Lime field, a huge increase in the abundance had occurred, which reached up to 928 ind/m2. An increase in species abundance had also occurred in the reference field. Forty-nine months after capping, the total abundance in the AC+clay field had increased to 444 ind/m2. However, all fields showed an increase in species abundance compared to previous years; Clay with total abundance of 979 ind/m2, Lime with the dramatic increase to 1762 ind/m2 and further also the reference field with 739 ind/m2.

The abundance in Eidangerfjorden one month after capping varied from 663 ind/m2 in the AC+clay field to 983 ind/m2 in the reference field. Fourteen months after capping, the abundance in the AC+clay field had increased to 816 ind/m2. However, an increase had also occurred in the reference field, with the abundance of 1208 ind/m2. A similar abundance of 1236 ind/m2 was reached in the second reference field (REFx), established fourteen months after capping at more similar depth as the AC+clay capped field. Forty-nine months after capping, the abundance in the AC+clay field had continued to increase up to 1105 ind/m2. However, the abundance in both of the reference fields had also increased, and reached up to 1911 and 2170 ind/m2 respectively.

In Ormerfjorden, echinoderms were among the most abundant taxonomic group, mostly consisting of brittle stars (Amphiura spp.). The brittle stars were, however, strongly reduced in the AC+clay

29

NIVA 6724 - 2014 field already one month after capping. Forty-nine months after capping, the brittle stars were still absent in the AC+clay field. A reduction in the brittle stars population was observed also in the AC+clay field in Eidangerfjorden. In both fjords, polychaetes were among the most abundant taxonomic group. In the Lime capping in Ormerfjorden, polychaetes increased in abundance with time after capping e.g. Galathowenia oculata were very abundant after both fourteen and forty-nine months. In Eidangerfjorden, the abundance of polychaetes was lower in the AC+clay field compared with both reference fields throughout all sampling. In the reference fields, polychaetes such as Chaetozone setosa, Heteromastus filiformis and Scalibregma inflatum were more abundant, while e.g. Paramphinome jeffreysi showed the opposite pattern with more abundance in the AC+clay field. In the AC+clay capping in Ormerfjorden, polychaetes were the most abundant taxonomic group after forty-nine months, mostly consisted of newly settled Pectinaria koreni.

In Ormerfjorden, the PERMANOVA global test (Table 6) revealed significant differences in abundance between fields, where all field comparisons were significant, except Lime vs Clay. The significant interactions between Month and both ‘AC+clay vs REF’ and ‘AC+clay vs Clay’ highlights the different developments in the fields. The stable, or even increasing, abundances in REF and Clay were contrasted by the huge drop in organisms in AC+clay. The PERMANOVA post hoc test (Table 2) showed significantly lower abundance in AC+clay compared to REF, as well as AC+clay compared to Clay, in all sampling occasions (1, 14, 49 months). Further, Clay had significantly higher abundance than REF both after 1 month and 49 months. After 49 months, also Lime showed significantly higher abundance compared to REF. The higher abundance in Clay compared to REF can be naturally high organic enrichment in the field, since the abundance is still high forty-nine months after capping.

In Eidangerfjorden, the PERMANOVA global test (Table 7) showed significant differences in abundance between fields, where the field interaction between AC+clay and both REF fields were significantly different. The PERMANOVA post hoc test (Table 7) show significantly lower abundance in AC+clay field compared with REF after 1 month. After both fourteen and forty-nine months, AC+clay also show significantly lower abundance compared to the REFx field at 90 m depth.

Abundance a) Ormefjorden b) Eidangerfjorden 3000 3000 Polychaeta 2500 Mollusca 2500 Crustacea Echinodermata 2000 2000 Other

1500 2 1500 2 Ind. / m Ind. / m 1000 1000

500 500

0 0 1 1 1 1 1 1 14 49 14 49 14 49 14 49 14 49 14 49 14 49 FO1 . FO2 . FO3 . FO4 FE5 . FE6 . FE7 Lime Clay AC+clay REF AC+clay REF REFx

Figure 10. Macrofauna abundance (mean ± SE) in a) Ormerfjorden and b) Eidangerfjorden 1, 14 and 49 months after capping.

30

NIVA 6724 - 2014

4.2.3 Taxonomic groups and number of species Polychaete worms were, with few exceptions, the most species rich taxonomic group in both fjords, followed by molluscs (Figure 11). While molluscs appeared relatively little affected by the AC+clay capping, polychaetes and echinoderms appeared more affected with large reduction in number of species. In Ormerfjorden, the large bioturbating sea urchin Brissopsis lyrifera (Echinoderma) showed low abundance (0.7 ind/0.1m2) already one month after capping. After fourteen months, Brissopsis lyrifera were very scars (0.2 ind/0.1m2) and after 49 months they were totally absent. Further, low numbers of crustacean species were found in Ormerfjorden, and benthic amphipods were almost absent.

The lowest number of species measured one month after capping occurred in AC+clay in Ormerfjorden, with only 15 species per sample. At the same time, the Clay field reached 22 species and Lime 20 species, but the Reference only 16 species. A dramatic decrease in number of species had occurred fourteen months after capping in the AC+clay field, with only 4 species per sample. A small decrease had also occurred in the Clay field, but it still reached 19 species, which is similar to the number of species in the Lime (20 species) and reference (18 species) fields. At forty-nine months after capping, the AC+clay field showed a small recovery, with 11 species in average per sample. However, the number of species had, at the same time, increased in all of the other fields; both Clay and Lime reached 24 species, and the reference reached 22 species.

The average number of species was in general higher in Eidangerfjorden compared to Ormerfjorden. The number of species per sample in Eidangerfjorden was, however, lesser in AC+clay field (only 22 species per sample), compared to the reference field (35 species). After fourteen months, the number of species in the AC+clay field reached similar number (21 species)

Number of species a) Ormefjorden b) Eidangerfjorden 50 50 Polychaeta 45 45 Mollusca 40 40 Crustacea 35 Echinodermata 35

30 Other 30

25 25

20 20

15 15

10 10 Mean no. of species Mean no. of species 5 5

0 0 1 1 1 1 1 1 14 49 14 49 14 49 14 49 14 49 14 49 14 49 FO1 . FO2 . FO3 . FO4 FE5 . FE6 . FE7 Lime Clay AC+clay REF AC+clay REF REFx

Figure 11. The number of macrofauna species (mean ± SE) in a) Ormerfjorden, and b) Eidangerfjorden 1, 14 and 49 months after capping.

31

NIVA 6724 - 2014

as in the previous sampling. The REF field reached 32 species, meanwhile the REFx field at the same depths as the capped field only reached 26 species. After forty-nine months, the number of species had increased to 24 in the AC+clay field. In the original reference field at 80 m depth (REF), the number of species had increased to 41, while the second reference field at 95 m depth (REFx) only reached 27 species per sample in average.

In Ormerfjorden, the PERMANOVA global test (Table 6) showed significant different number of species between fields, where AC+clay vs REF and AC+clay vs Clay only were significantly different. In the ‘Month x Field’ interaction, only ‘Month x AC vs REF’ were significantly different. In the PERMANOVA post hoc test (Table 6), the number of species in AC+clay was significantly lower compared to both REF and Clay after fourteen and forty-nine months.

The PERMANOVA global test (Table 7) showed significant differences between fields in Eidangerfjorden, with differences between AC+clay and REF, as well as differences between the both reference fields. In the PERMANOVA post hoc tests (Table 7), the pairwise comparisons revealed significant differences in number of species between AC+clay and REF after one, fourteen and forty-nine months. The AC+clay field were also significantly different from REFx after fourteen months. In the fourteen month sampling, also the two reference fields were significantly different in number of species.

4.2.4 Biomass The sea urchins Brissopsis lyrifera and Echinocardium cordatum frequently constituted a large fraction of the total biomass, as well as of the echinoderms biomass (Figure 12). Thus, the loss of biomass in the AC+clay field in Ormerfjorden primarily was a result of sea urchin reduction; from 2 sea urchins/0.1 m2 after 1 month to 0.2 sea urchins/0.1 m2 after 14 months to complete absence after

Biomass a) Ormefjorden b) Eidangerfjorden 400 400

Polychaeta 350 350 Mollusca 300 Crustacea 300 Echinodermata 250 250 Other 2 2 200 200

150 150

100 100 g (wet weight) / m g (wet weight) / m

50 50

0 0 1 1 1 1 1 1 14 49 14 49 14 49 14 49 14 49 14 49 14 49 FO1 . FO2 . FO3 . FO4 FE5 . FE6 . FE7 Lime Clay AC+clay REF AC+clay REF REFx

Figure 12. Macrofauna biomass (mean ± SE) in a) Ormerfjorden, and b) Eidangerfjorden 1, 14 and 49 months after capping.

32

NIVA 6724 - 2014

49 months. An opposite development was found at the Lime, with complete absence one month after capping, followed by a recurrence of 1.4 sea urchins/0.1 m2 after 14 months (which persisted to 49 months) after capping operation.

One month after capping in Ormerfjorden, the total biomass varied from 19 g/m2 in the Lime field up to 186 g/m2 in the Clay field. The biomass in AC+clay field reached similar values as the reference field, with 109 g and 103 g/m2, respectively. After 14 months, the biomass in the Lime field increased to 95 g, meanwhile the biomass in AC+clay field decreased to 19 g/m2. In the same time, a small decrease in weight could be found in the reference field (79 g/m2), while the biomass was stable in the Clay field (181 g/m2). After 49 month, the biomass in the AC+clay field was still low, with only 17 g/m2. The Lime field showed no major difference in biomass after 49 months (103 g) compared to 14 month, meanwhile the Clay field showed a small decrease to 153 g/m2. In the reference field, however, the biomass increased to 284 g/m2.

The biomass in Eidangerfjorden one month after capping varied from 12 g/m2 in the AC+clay field compared with 127 g/m2 at the REF from 80 m depth. After fourteen months, the biomass in the AC+clay field had increased to 33 g/m2, but both reference fields showed higher biomass (74 and 55 g/m2). After forty-nine months, the biomass decreased to only 14 g/m2 in the AC+clay field, while both reference fields reached similar biomass as the previous sampling occasion (14 and 54 g/m2).

The PERMANOVA global test (Table 6) from Ormerfjorden showed significant differences between field comparisons, except between Clay and REF. Only AC vs REF showed a significant interaction with time, demonstrating the severe drop in biomass in the AC+clay field whereas REF and Clay showed stable or increasing biomass. The PERMANOVA post hoc tests (Table 6) showed significant difference in Lime compared to both REF and Clay after one month. A difference between Lime and REF also occurred after forty-nine months. The biomass in AC+clay was significantly different from both REF and Clay after both fourteen and forty-nine months.

In Eidangerfjorden, the PERMANOVA global test (Table 7) showed a significant difference in fields, and all fields were significantly different. In the PERMANOVA post hoc tests (Table 7), the biomass in AC+clay were significantly lower compared to the reference (REF) after one month. No significant difference was found after 14 months. However, after forty-nine month, the biomass in AC+clay was significantly lower compared to both reference fields.

4.2.5 Community analysis and interpretations In Ormerfjorden, the AC+clay samples were clearly separated from the other samples in the non- metric multidimensional scaling plot (nMDS, Figure 13a). Suspension/filter feeders were severely affected and almost totally eradicated, mostly because of the loss of brittle stars (Amphiura spp.). After 14 months, the AC+clay samples showed increased heterogeneity, which indicate stress in the benthic community. The scattered pattern in AC+clay reflects the decline from 1 to 14 months in the number of species and abundances. At this point not only suspension/filter feeders (e.g. Amphiura spp.) were affected, also deposit and subsurface deposit feeders (e.g. polychaete species) were almost absent. After 49 months, the AC+clay data points were more clustered as a result of the increased abundances. However, AC+clay data points were still separated from samples in the other treatments in the nMDS plot. This is a probably because the new and disturbed community is dissimilar to the native communities in the REF and Clay field. The community in AC+clay showed after 49 months a lack of deep bioturbators e.g. the sea urchin Brissopsis lyrifera, and was dominated by species active only in the sediment surface. Clay and REF showed rather similar communities and data points from these two treatments are grouped together in the nMDS plot. The Lime samples were separated from the other treatments after 1 and 14 months. However,

33

NIVA 6724 - 2014

Lime was found closer to both REF and Clay after 49 months, indicating that the community in Lime had become more similar to REF and Clay communities.

In Eidangerfjorden, the nMDS (Figure 13b) also showed a fairly clear separation between all fields and sampling occasions. The AC+clay data points, in the lower part of the diagram, separate from both reference fields. As the fields in Eidangerfjorden are situated at depths between 80-100 m, suspension/filter feeders are naturally fewer in this fjord compared to the fields in the shallower Ormerfjorden. A natural lack of the active carbon sensitive suspension/filter feeders can probably be an explanation for the less dramatic effect from AC on the benthic community in Eidangerfjorden. The community was, nevertheless, significantly disturbed in the AC+clay field at 95 m depth still after 49 months where deposit feeding species were most affected by active carbon treatment.

The brittle stars Amphiura spp. and the sea urchin Brissopsis lyrifera were the dominant echinoderms in both fjords, but were clearly depleted in both AC+clay treated fields at the different depths. Loss of sea urchins has been linked to reduced ecosystem productivity (Lohrer et al., 2004), and due to their size and bulldozing bioturbation activity, sea urchins may be considered key species with a potential impact on the remaining community structure and function (Widdicombe et al., 2004). Also Amphiura filiformis may be considered a key species (e.g. Solan and Kennedy, 2002), and Amphiura spp. was for instance found to account for up to 80% of the total flux of O2 into the sediment (Vopel, 2003). Thus, it seems likely that the loss of brittle stars and sea urchins in the first place may lead to further disturbances on the community level. Further, the loss of deeper bioturbators may reduce oxygenation of the sediments. This may alter recycling of nutrients and ultimately reduce the productivity in the fjord system.

The benthic habitats and macrofaunal communities at both 30 m and 90 m depth showed significantly negative effects of thin capping with active carbon. The effects persisted after 49 months. Indications were found that the community on AC+clay in Eidangerfjorden had improved slightly since the survey in 2010, but in Ormerfjorden effects had remained clearly altered compared to reference and other cap treatments. Effects of active carbon on the benthic ecosystem have previously been found in a box core experiment reported by Näslund et al. (2012), where the number of species was reduced by 50 percent compared to experimental controls. At a TBT- contaminated site nearby a shipyard at Fiskarstrand, W.Norway, Trannum et al. (2011) found slightly better developement of the macrofauna community at a field capped with fine grained limestone compared to a field capped with fine grained limestone mixed with AC.

The mechanism explaining the effects of activated carbon may be complex and beyond the scope of this work. One hypothesis could be that the particle size range of the activated carbon coincides with the size preference of food particles for many suspension/filter feeders, and the AC particles can therefore interfere with the extraction of food for these types of organisms. Another mechanism could be that labile organic substances, which represent important items for deposit feeders, also bind to active carbon and thereby reduce food availability for deposit feeders. Hence, activated carbon may be considered to cause a lowering of the overall carrying capacity in the community. This could in turn strike harder on the community at the less deep site in Ormerfjorden, since this sediment has a lower content of organic carbon available compared to the deeper sediment in Eidangerfjorden. Moreover, the higher temperature at 30 meters (12ºC in November 2012) compared to 100 meters (7ºC) would also generate a higher metabolic rate and a higher demand of food. Hence would a lowering (sequestration) of available food generate a larger drop in the overall carrying capacity in Ormerfjorden compared to Eidangerfjorden, and consequently have a more severe effect on this community compared to the community at the greater depth (Samuelsson, 2013).

34

NIVA 6724 - 2014

a) Ormefjorden Transform: Fourth root Resemblance: S17 Bray Curtis similarity 2D Stress: 0.22 Legend 1 Lime (FO1) 14 Lime (FO1) 49 Lime (FO1) 1 Clay (FO2) 14 Clay (FO2) 49 Clay (FO2) 1 AC+clay (FO3) 14 AC+clay (FO3) 49 AC+clay (FO3) 1 REF (FO4) 14 REF (FO4) 49 REF (FO4)

b) Eidangerfjorden Transform: Fourth root Resemblance: S17 Bray Curtis similarity 2D Stress: 0.2 Legend 1 AC+clay (FE5) 14 AC+clay (FE5) 49 AC+clay (FE5) 1 REF (FE6) 14 REF (FE6) 49 REF (FE6) 14 REFx (FE7) 49 REFx (FE7)

Figure 13. Non-metric multidimensional scaling plot (nMDS) showing similarity between the macrobenthic communities analyzed in each sample in a) Ormerfjordenand b) Eidangerfjorden

35

NIVA 6724 - 2014

4.3 Summary of conclusions on disturbance and recovery of benthic community

• Crushed limestone had initial negative effects on larger benthic organisms such as sea urchins. After 49 months, the total abundance was remarkably high, but the biomass indicated a dominance of rather small organisms. • The Clay field showed only small differences compared to the reference field. These effects could be due to natural differences in the fjord, such as spatial differences in sedimentation of organic material. • Effects of AC+clay at 30 m depth in Ormerfjorden: - After one month, the community showed disturbance in terms of reduced abundance. Suspension/filter feeders were severely affected and almost totally eradicated. - After fourteen months, the abundance had been further reduced, and number of species and biomass had also decreased. Besides suspension/filter feeders, other groups e.g. deposit feeders, had also been adversely affected. - After forty-nine months, the number of species and abundance showed an increase compared to the sampling after 14 months, but the analyses still displayed a disturbed benthic community reduced in number of species, abundance and biomass compared to reference and Clay fields. The community was dominated by small recruits e.g. of the deposit feeding Pectinaria koreni. Suspension/filter feeders were still absent and no large bioturbators were found. • Effects of AC+clay at 90 m depth in Eidangerfjorden: - The community in this field was less disturbed than the similarly treated community in Ormerfjorden, but significant and persistent effects were observed, in particular with regard to biomass. - Since suspension/filter feeders are normally less abundant at 80-100 m depth compared to 30 meters, the effects on number of species and abundance were less severe. • The negative effects of the AC+clay treatments were probably related to AC particle size range. This coincides with the size preference of food particles for many suspension/filter feeders, and can therefore interfere with the extraction of food for these types of organisms. Larger particle size of AC has been used in several other remediation studies, with less severe disturbances to organisms reported. Also binding of nutritious material to AC may reduce food availability and growth of the benthic community. • Thin-layer capping can probably be used as a remediation technique, since Clay showed minor disturbance to the benthic community. However, the active component must be further investigated e.g. AC with larger particle size. • Since the effects of AC+clay were still severe 4 years (49 months) after capping, continued monitoring of the benthic community is recommended to follow possible benthic recovery.

36

NIVA 6724 - 2014

5. References

Allan, I.J., Schaanning, M.T. and Beylich, B.A., 2011. Dioxins associated with suspended particulate matter in the Grenlandfjords (Norway). NIVA report No. 6144-2011. 47pp.

Anderson, M.J. 2001. A new method for non-parametric multivariate analysis of variance. Austral Ecology 26: 32-46.

Berge,J.A., M.Schaanning, T.Bakke, K.A.Sandøy, G.M.Skeie and W.G. Ambrose, Jr., 1986. A Soft- bottom Sublittoral Mesocosm by the Oslofjord: Description, Performance and Examples of Application. Ophelia, 26: 37-54.

Cornelissen G, Kruså ME, Breedveld GD, Eek E, Oen AMP, Arp HPH, Raymond C, Samuelsson G, Hedman JE, Stokland Ø, Gunnarsson JS (2011) Remediation of contaminated marine sediment using thin-layer capping with activated carbon--a field experiment in Trondheim harbor, Norway. Environ Sci Technol 45:6110–6.

Eek, E., Cornelissen, G., Schaanning, M., Beylich, B.A., Evenstad, T.A., Haug, I., Kirkhaug, G., Storholt, P., Bredeveld, G., 2011. Evaluering av gjennomføring av testtildekking i Eidangerfjorden og Ormerfjorden. NGI/NIVA rapport, Dokumentnr. NGI 20071139-00-120-R, 56.s.

HVMFS 2013:19. Havs- och vattenmyndighetens föreskrifter om klassificering och miljökvalitetsnormer avseende ytvatten (in Swedish).

Josefsson, S., Schaanning, M., Samuelsson, G., Gunnarsson,J., Olofsson, I., Eek, E., Wiberg, K., 2012. Capping efficiency of various carbonaceous and mineral materials for in situ remediation of marine PCDD/F-contaminated sediments: sediment-to-water fluxes and bioaccumulation in boxcosm tests. Environ. Sci. Technol. 46 (6), pp 3343-3351.

Veileder 01:2009 Klassifisering av økologisk tilstand i vann - Økologisk og kjemisk klassifiseringssystem for kystvann, innsjøer og elver i henhold til vannforskriften. (in Norwegian).

Leonardsson K., Blomqvist M, Rosenberg R. (2009). Theoretical and practical aspects on benthic quality assessment according to the EU-Water Framework Directive – examples from Swedish waters. Marine Pollution Bulletin 58:1286-1296.

Lohrer, A.M., Thrush, S.F., Gibbs, M.M. 2004. Bioturbators enhance ecosystem function through complex biogeochemical interactions. 431:1092–1095

McArdle, B.H. & Anderson, M.J. 2001. Fitting multivariate models to community data: a comment on distance-based redundancy analysis. Ecology 82: 290-297.

Nilsson H.C., Rosenberg, 1997. Ben thic habitat quality assessment of an oxygen stressed fjord by surface and sediment profile images. Journal of Marine Systems 11: 249-264

Nilsson H.C. and Rosenberg R., 2006. Collection and interpretation of Sediment Profile Images (SPI) using the Benthic Habitat Quality (BHQ) index and successional models. NIVA Report no. 5200-2006.

Näslund J, Samuelsson G, Gunnarsson J, Nascimento F, Nilsson H, Cornelissen G, Schaanning M (2012) Ecosystem effects of materials proposed for thin-layer capping of contaminated sediments. Mar Ecol Prog Ser 449:27–40.

37

NIVA 6724 - 2014

Pearson, T., R. Rosenberg (1978). Macrobenthic succession in relation to organic enrichment and pollution of the marine environment. Oceanogr. Mar. Biol. Ann. Rev. 16:229-311.

Rosenberg R., Blomqvist M, Nilsson HC, Cederwall H, Dimming A. 2004. Marine quality assessment by use of benthic species-abundance distributions: a proposed new protocol within the European Union Water framework Directive. Marine Pollution Bulletin 49:728-739.

Samuelsson G. 2013. In situ remediation of contaminated sediments using thin-layer capping – efficiency in contaminant retention and ecological implications. Doctoral thesis in marine exotocicology at Stockholm university, Sweden.

Schaanning, M.T., B.Beylich, G.Samuelsson, C.Raymond, J.Gunnarsson and S.Agrenius 2011. Field experiment on thin-layer capping in Ormerfjorden and Eidangerfjorden - Benthic community analyses 2009-2011. NIVA report 6257-2011, 57pp.

Schaanning, M.T. and I.Allan 2011. Field experiment on thin-layer capping in Ormerfjorden and Eidangerfjorden - Functional response and bioavailability of dioxins 2009-2011. NIVA rapport 6285-2011, 28s+appendix.

Schaanning, M., Breyholz, B. og Skei,J., 2006. Experimental results on effects of capping on fluxes of persistent organic pollutants (POPs) from historically contaminated sediments. Marine Chemistry, 102, 46-59.

Trannum, H.C., B.Beylich, G.Borgersen, M.T.Schaanning, 2011. Tildekking av TBT-forurensede sedimenter ved Fiskerstrand verft, Møre og Romsdal - faunatilstand før tildekking og et år etter. NIVA rapport 6249-2011, 19s.

38

NIVA 6724 - 2014

Appendix A. Macrofauna univariate results

No. of Fjord Month Field name Field Sample Abundance Biomass BQIm H'(log2) species Ormefjorden 1 Lime FO1 A 22 70 20,9 9,69 3,54 Ormefjorden 1 Lime FO1 B 12 20 1,9 7,77 3,45 Ormefjorden 1 Lime FO1 C 26 102 33,6 11,10 4,16 Ormefjorden 1 Clay FO2 A 24 95 243,7 11,07 3,58 Ormefjorden 1 Clay FO2 B 16 88 64,1 8,51 2,77 Ormefjorden 1 Clay FO2 C 25 83 250,4 11,07 3,82 Ormefjorden 1 AC+clay FO3 A 20 35 165,7 10,26 4,10 Ormefjorden 1 AC+clay FO3 B 13 19 31,9 7,68 3,51 Ormefjorden 1 AC+clay FO3 C 13 21 130,4 8,18 3,42 Ormefjorden 1 REF FO4 A 18 62 54,0 9,32 3,12 Ormefjorden 1 REF FO4 B 14 43 137,6 8,29 2,52 Ormefjorden 1 REF FO4 C 15 39 116,3 8,74 3,05 Ormefjorden 14 Lime FO1 A 26 146 22,6 10,17 3,53 Ormefjorden 14 Lime FO1 B 28 144 91,1 9,77 3,64 Ormefjorden 14 Lime FO1 C 24 120 37,9 10,37 3,22 Ormefjorden 14 Lime FO1 D 11 52 26,2 8,17 3,01 Ormefjorden 14 Lime FO1 E 17 77 298,4 9,22 2,66 Ormefjorden 14 Clay FO2 A 13 105 58,3 7,35 2,41 Ormefjorden 14 Clay FO2 B 21 80 89,6 9,93 3,51 Ormefjorden 14 Clay FO2 C 26 91 471,7 9,75 3,51 Ormefjorden 14 Clay FO2 D 18 66 248,4 9,04 3,11 Ormefjorden 14 Clay FO2 E 15 65 36,8 8,01 2,30 Ormefjorden 14 AC+clay FO3 A 3 4 0,8 2,20 1,50 Ormefjorden 14 AC+clay FO3 B 5 6 3,4 3,74 2,25 Ormefjorden 14 AC+clay FO3 C 3 3 0,9 1,69 1,58 Ormefjorden 14 AC+clay FO3 D 3 5 0,8 2,21 1,52 Ormefjorden 14 AC+clay FO3 E 7 14 89,6 4,97 2,41 Ormefjorden 14 REF FO4 A 17 57 79,3 9,37 3,10 Ormefjorden 14 REF FO4 B 21 95 23,9 9,64 2,56 Ormefjorden 14 REF FO4 C 17 35 7,4 9,01 3,62 Ormefjorden 14 REF FO4 D 17 75 84,8 8,96 2,88 Ormefjorden 14 REF FO4 E 20 50 198,7 10,34 3,67 Ormefjorden 49 Lime FO1 A 31 305 79,0 11,17 3,41 Ormefjorden 49 Lime FO1 B 28 322 102,1 11,60 2,70 Ormefjorden 49 Lime FO1 C 24 183 72,6 10,96 2,30 Ormefjorden 49 Lime FO1 D 16 99 53,6 9,23 2,57 Ormefjorden 49 Lime FO1 E 22 118 208,5 10,83 2,57 Ormefjorden 49 Clay FO2 A 25 91 88,9 10,99 2,88 Ormefjorden 49 Clay FO2 B 27 123 177,0 11,33 2,75 Ormefjorden 49 Clay FO2 C 22 110 276,0 10,80 2,43 Ormefjorden 49 Clay FO2 D 23 149 79,9 10,66 2,19 Ormefjorden 49 Clay FO2 E 25 98 143,5 11,17 3,43 Ormefjorden 49 AC+clay FO3 A 12 66 21,8 6,43 2,58 Ormefjorden 49 AC+clay FO3 B 11 32 13,0 5,69 2,87 Ormefjorden 49 AC+clay FO3 C 11 39 10,7 6,96 3,15 Ormefjorden 49 AC+clay FO3 D 13 39 19,2 7,34 3,10 Ormefjorden 49 AC+clay FO3 E 10 83 21,0 4,79 1,46 Ormefjorden 49 REF FO4 A 17 91 347,3 9,63 2,23 Ormefjorden 49 REF FO4 B 21 83 290,9 10,32 2,77 Ormefjorden 49 REF FO4 C 20 76 87,8 9,97 2,49 Ormefjorden 49 REF FO4 D 23 82 266,0 10,75 3,47 Ormefjorden 49 REF FO4 E 31 99 425,6 12,15 3,83

39 NIVA 6724 - 2014

No. of Fjord Month Field name Field Sample Abundance Biomass BQIm H'(log2) species Eidangerfjorden 1 AC+clay FE5 A 24 75 15,4 13,65 3,73 Eidangerfjorden 1 AC+clay FE5 B 17 81 10,6 12,44 3,26 Eidangerfjorden 1 AC+clay FE5 C 25 76 9,8 14,45 3,77 Eidangerfjorden 1 REF FE6 A 34 109 182,5 15,87 4,31 Eidangerfjorden 1 REF FE6 B 39 129 56,4 16,11 4,20 Eidangerfjorden 1 REF FE6 C 32 106 140,9 15,86 3,89 Eidangerfjorden 14 AC+clay FE5 A 23 51 114,3 12,28 3,92 Eidangerfjorden 14 AC+clay FE5 B 22 130 10,5 13,40 3,12 Eidangerfjorden 14 AC+clay FE5 C 23 109 16,9 13,41 3,57 Eidangerfjorden 14 AC+clay FE5 D 19 57 10,7 11,65 3,64 Eidangerfjorden 14 AC+clay FE5 E 19 127 14,5 12,61 2,98 Eidangerfjorden 14 REF FE6 A 34 114 111,6 15,58 4,47 Eidangerfjorden 14 REF FE6 B 29 111 22,1 14,03 3,94 Eidangerfjorden 14 REF FE6 C 35 146 128,7 15,89 4,44 Eidangerfjorden 14 REF FE6 D 29 173 75,3 14,63 3,84 Eidangerfjorden 14 REF FE6 E 34 158 34,2 15,77 4,26 Eidangerfjorden 14 REFx FE7 A 24 155 13,4 14,09 3,48 Eidangerfjorden 14 REFx FE7 B 26 146 16,9 14,57 3,71 Eidangerfjorden 14 REFx FE7 C 23 100 11,9 12,95 3,79 Eidangerfjorden 14 REFx FE7 D 29 159 199,3 14,97 3,78 Eidangerfjorden 14 REFx FE7 E 26 158 32,9 13,86 3,86 Eidangerfjorden 49 AC+clay FE5 A 24 158 13,2 14,19 3,39 Eidangerfjorden 49 AC+clay FE5 B 30 164 15,7 15,35 4,04 Eidangerfjorden 49 AC+clay FE5 C 25 98 18,0 13,88 3,85 Eidangerfjorden 49 AC+clay FE5 D 22 104 12,5 13,85 3,63 Eidangerfjorden 49 AC+clay FE5 E 20 120 8,5 13,49 3,54 Eidangerfjorden 49 REF FE6 A 38 277 52,0 15,71 4,06 Eidangerfjorden 49 REF FE6 B 23 112 62,8 12,63 3,61 Eidangerfjorden 49 REF FE6 C 61 343 130,9 18,51 4,97 Eidangerfjorden 49 REF FE6 D 39 180 44,9 15,60 4,44 Eidangerfjorden 49 REF FE6 E 46 202 115,0 17,26 4,44 Eidangerfjorden 49 REFx FE7 A 35 243 27,7 14,97 3,91 Eidangerfjorden 49 REFx FE7 B 19 314 22,8 12,46 3,32 Eidangerfjorden 49 REFx FE7 C 30 258 37,9 14,04 3,62 Eidangerfjorden 49 REFx FE7 D 27 362 163,9 13,79 3,31 Eidangerfjorden 49 REFx FE7 E 21 88 16,7 12,36 3,56

40 NIVA 6724 - 2014

Appendix B. Species lists

Month 1 (2009) Month 14 (2010) Month 49 (2013)

Field FO1 (Limestone) 1 FO1:A 1 FO1:B 1 FO1:C 14 FO1:A 14 FO1:B 14 FO1:C 14 FO1:D 14 FO1:E 49 FO1:A 49 FO1:B 49 FO1:C 49 FO1:D 49 FO1:E

Phylum Taxa A. B. A. B. A. B. A. B. A. B. A. B. A. B. A. B. A. B. A. B. A. B. A. B. A. B. Annelida Abyssoninoe hibernica 1 <0,005 1 <0,005 1 0,02 6 0,18 Annelida Ampharete baltica 3 0,02 Annelida Anobothrus gracilis 1 0,03 1 0,03 4 <0,005 1 0,05 Annelida Brada villosa 1 <0,005 1 <0,005 1 0,02 Annelida Chaetopterus norvegicus 1 2,45 Annelida Chaetozone setosa 1 <0,005 3 <0,005 1 0,01 2 0,02 1 <0,005 Annelida Chone fauveli 1 0,37 Annelida Diplocirrus glaucus 1 0,01 3 0,01 2 0,01 9 0,02 5 0,08 14 0,11 2 0,01 6 0,02 Annelida Eclysippe eliasoni 4 <0,005 Annelida Euchone papillosa 1 <0,005 3 <0,005 3 0,01 3 0,01 Annelida Galathowenia oculata 5 0,01 14 0,15 16 0,13 1 <0,005 74 1,18 15 0,14 3 0,03 Annelida Glycera alba 2 0,01 2 0,01 5 0,06 1 0,06 1 0,01 2 0,09 3 0,08 2 0,08 3 0,08 2 0,1 Annelida Goniada maculata 1 0,05 2 0,06 4 0,16 3 0,19 1 0,01 3 0,09 4 0,07 Annelida Heteromastus filiformis 1 <0,005 9 0,01 1 <0,005 15 0,03 13 0,05 Annelida Laonice bahusiensis 1 0,02 Annelida Lipobranchius jeffreysii 1 0,02 1 0,05 1 0,09 1 0,63 Annelida Lumbriclymene minor 1 <0,005 Annelida Magelona minuta 1 <0,005 Annelida Maldane sarsi 4 0,23 1 0,04 4 0,08 Annelida Nephtys incisa 1 0,04 3 0,04 Annelida Ophiodromus flexuosus 1 <0,005 1 0,02 1 <0,005 Annelida Owenia fusiformis 1 0,19 1 0,01 1 0,11 1 0,09 Annelida Pectinaria auricoma 4 0,01 1 <0,005 1 <0,005 2 0,13 5 0,16 9 0,61 Annelida Pectinaria belgica 7 0,21 1 <0,005 Annelida Pectinaria koreni 2 0,07 2 0,57 14 0,17 1 <0,005 Annelida Pholoe baltica 1 <0,005 1 0,01 1 <0,005 6 0,01 22 0,05 14 0,02 2 <0,005 Annelida Pholoe pallida 1 <0,005 Annelida Phyllodoce groenlandica 1 0,37 Annelida Pilargis verrucosa 1 0,03 1 0,04 Podarkeopsis Annelida 1 0,01 helgolandicus Annelida Polydora spp. 1 <0,005 29 0,01 31 0,01 4 <0,005 5 <0,005 Annelida Praxillella affinis 1 0,07 2 0,10 1 0,08 5 0,13 Annelida Praxillella praetermissa 1 <0,005 1 <0,005 2 <0,005 3 0,08 Annelida Prionospio cirrifera 1 <0,005 1 <0,005 Annelida Prionospio fallax 9 0,01 3 <0,005 11 0,01 2 <0,005 Annelida Prionospio multibranchiata 1 <0,005 Annelida Rhodine loveni 1 0,02 Annelida Sabellidae 1 <0,005

41 NIVA 6724 - 2014

Annelida Sabellides octocirrata 8 0,02 11 0,03 2 <0,005 1 <0,005 Annelida Scalibregma inflatum 2 0,40 5 0,41 4 0,02 17 0,36 7 0,08 7 0,03 5 0,22 7 0,58 2 0,28 7 0,08 4 0,04 Annelida Spiophanes kroeyeri 2 0,02 2 0,04 1 0,01 Annelida Streblosoma bairdi 1 0,23 Annelida Terebellides stroemi 1 <0,005 7 0,08 6 0,07 1 0,01 Annelida Tharyx killariensis 2 <0,005 2 <0,005 Annelida Trichobranchus roseus 3 0,03 6 0,02 4 0,03 1 0,03 2 0,05 1 0,03 1 0,02 Arthropoda Ampelisca gibba 1 <0,005 Arthropoda Ampelisca macrocephala 1 <0,005 Arthropoda Callianassa subterranea 3 0,07 Arthropoda Diastylis boecki 1 0,01 1 0,01 1 <0,005 1 <0,005 Arthropoda Eriopisa elongata 1 <0,005 Arthropoda Leucothoe lilljeborgii 1 <0,005 Arthropoda Pagurus bernhardus 1 2,08 Cnidaria Anthozoa 1 <0,005 1 0,03 Cnidaria Cerianthus lloydii 1 <0,005 1 0,06 Cnidaria Edwardsiidae 1 <0,005 2 0,06 3 <0,005 1 <0,005 2 0,24 Echinodermata Amphiura chiajei 2 0,09 5 0,02 3 0,16 5 0,14 1 0,23 2 0,55 5 0,71 6 1,02 5 0,64 9 0,60 3 0,66 Echinodermata Amphiura filiformis 17 0,80 2 0,02 16 0,08 24 0,57 22 0,76 50 2,49 14 0,27 42 4,19 97 5,37 192 8,07 121 5,08 52 3,92 71 9,14 Echinodermata Brissopsis lyrifera 1 5,82 5 28,51 1 11,86 Echinodermata Echinocardium cordatum 1 2,21 Echinodermata Labidoplax buskii 1 0,01 5 0,01 8 0,05 5 0,06 1 <0,005 Echinodermata Luidia sarsi 1 0,01 Echinodermata Ophiocten affinis 2 <0,005 Mollusca Abra nitida 1 <0,005 2 0,04 1 <0,005 Mollusca Antalis entalis 1 0,64 1 0,54 1 0,63 1 1,02 Mollusca Chaetoderma nitidulum 1 0,1 1 0,06 Mollusca Corbula gibba 14 0,80 2 <0,005 7 0,63 3 0,17 11 0,51 7 0,29 4 0,04 1 0,02 5 0,24 4 0,55 1 0,18 Mollusca Cuspidaria cuspidata 1 0,02 Mollusca Cylichna cylindracea 1 0,02 1 0,01 Mollusca Ennucula tenuis 5 0,43 2 0,24 Mollusca Hyala vitrea 3 0,01 2 <0,005 1 <0,005 9 0,03 3 <0,005 3 <0,005 Mollusca Mysella bidentata 5 <0,005 2 <0,005 1 <0,005 1 <0,005 2 <0,005 Mollusca Nucula nitidosa 2 0,1 7 0,15 Mollusca Nucula sulcata 2 0,02 Mollusca Parvicardium minimum 1 <0,005 Mollusca Parvicardium pinnulatum 1 0,05 Mollusca Philine scabra 1 0,01 3 0,05 1 <0,005 3 0,07 4 0,03 2 0,04 Mollusca Polinices montagui 1 0,08 Mollusca Polinices pulchella 2 0,05 Mollusca Thyasira equalis 3 0,02 Mollusca Thyasira flexuosa 7 0,10 3 0,04 33 0,49 24 0,42 2 0,03 4 0,13 3 0,03 Nemertea Cerebratulus 1 <0,005 2 0,15 Nemertea Nemertea 1 <0,005 9 0,01 1 0,09 1 0,29 1 0,04 1 <0,005 Sipuncula Phascolion strombus 1 0,02 1 <0,005 1 0,02 Sipuncula Thysanocardia procera 1 0,01 1 0,07 2 0,01 4 0,06 7 0,48 7 0,09 2 0,23

42 NIVA 6724 - 2014

Month 1 (2009) Month 14 (2010) Month 49 (2013) Field FO2 (Clay) 1 FO1:A 1 FO1:B 1 FO1:C 14 FO1:A 14 FO1:B 14 FO1:C 14 FO1:D 14 FO1:E 49 FO1:A 49 FO1:B 49 FO1:C 49 FO1:D 49 FO1:E Phylum Taxa A. B. A. B. A. B. A. B. A. B. A. B. A. B. A. B. A. B. A. B. A. B. A. B. A. B. Annelida Abyssoninoe hibernica 3 0,06 1 0,01 8 0,21 1 0,03 1 0,02 1 0,04 1 <0,005 3 0,05 2 0,08 3 0,14 3 0,08 2 0,07 Annelida Ampharete finmarchica 4 0,01 Annelida Brada villosa 1 0,15 Annelida Chaetopterus norvegicus 1 0,12 1 0,16 Annelida Chaetozone setosa 1 <0,005 3 0,03 1 0,01 3 0,02 2 0,01 Annelida Diplocirrus glaucus 4 0,03 3 0,02 1 0,01 3 <0,005 1 <0,005 2 0,02 2 0,02 4 0,03 4 0,03 2 0,01 Annelida Eunoe nodosa 1 <0,005 Annelida Galathowenia oculata 1 <0,005 Annelida Gattyana cirrhosa 2 <0,005 Annelida Glycera alba 1 0,01 3 0,07 1 <0,005 1 0,02 1 0,02 2 0,09 2 0,07 1 0,04 1 0,04 Annelida Glycera rouxii 1 0,08 1 0,22 Annelida Goniada maculata 2 0,12 3 0,03 2 0,02 2 0,04 1 0,02 Annelida Heteromastus filiformis 1 <0,005 1 <0,005 1 0,02 Annelida Laonice bahusiensis 1 0,01 Annelida Lipobranchius jeffreysii 1 0,53 Annelida Magelona filiformis 1 <0,005 Annelida Nephtys incisa 1 0,07 3 0,38 2 0,29 2 0,24 2 0,35 1 0,18 1 0,06 1 <0,005 5 0,16 1 0,06 Annelida Ophiodromus flexuosus 1 <0,005 1 0,06 Annelida Pectinaria auricoma 1 0,01 3 0,16 1 0,03 Annelida Pectinaria belgica 2 <0,005 2 1,53 1 0,44 3 1,72 2 3,95 1 <0,005 11 0,17 Annelida Pectinaria koreni 2 0,13 Annelida Pholoe baltica 1 <0,005 2 <0,005 1 <0,005 Annelida Phyllodoce groenlandica 1 <0,005 1 <0,005 Annelida Polycirrus spp. 2 0,03 2 0,01 1 <0,005 1 <0,005 1 0,07 Annelida Polydora spp. 1 <0,005 9 <0,005 2 <0,005 Annelida Polyphysia crassa 3 0,84 1 0,90 Annelida Praxillella affinis 1 0,06 1 0,03 2 0,07 1 0,02 Annelida Praxillella praetermissa 1 0,03 Annelida Prionospia dubia 1 0,03 Annelida Prionospio fallax 3 <0,005 Annelida Psamathe fusca 1 <0,005 Annelida Rhodine gracilior 1 0,21 Annelida Scalibregma inflatum 1 <0,005 53 0,28 18 0,10 21 0,08 6 0,03 39 0,14 3 0,02 1 0,01 5 0,04 1 <0,005 Annelida Spiochaetopterus typicus 1 0,24 Annelida Spiophanes kroeyeri 1 0,04 2 0,01 1 0,01 2 0,04 1 0,05 2 0,02 2 0,03 1 0,01 1 <0,005 Annelida Terebellides stroemi 3 0,03 1 0,01 4 0,02 1 0,02 1 0,03 Annelida Trichobranchus roseus 1 0,02 3 0,02 2 0,04 1 0,02 1 0,04 Arthropoda Callianassa subterranea 1 <0,005 1 0,01 1 0,01 2 0,03 1 <0,005 2 0,06 Arthropoda Diastylis boecki 1 0,01 Arthropoda Eriopisa elongata 1 <0,005 1 <0,005 1 <0,005 2 <0,005 2 <0,005 Arthropoda Leucothoe lilljeborgii 1 <0,005 Cnidaria Edwardsiidae 1 0,01 1 <0,005 4 0,06 1 0,02 1 <0,005 1 <0,005 Echinodermata Amphiura chiajei 2 0,39 4 0,60 1 0,30 4 0,88 4 1,21 3 0,26 3 0,32 3 0,20 4 0,29 7 0,71 Echinodermata Amphiura filiformis 23 0,66 41 1,94 24 1,35 18 0,32 21 1,52 27 1,15 29 2,14 8 0,33 52 3,95 74 4,82 71 6,21 102 8,23 39 3,69 Echinodermata Brissopsis lyrifera 2 25,51 2 17,49 1 4,71 1 6,07 1 7,52 1 6,48 1 2,85 1 9,73 2 17,84 2 8,53

43 NIVA 6724 - 2014

Echinodermata Echinocardium cordatum 2 5,3 3 9,82 2 7,95 Echinodermata Echinocardium flavescens 1 2,99 1 5,32 1 0,53 1 2,53 1 2,61 Echinodermata Labidoplax buskii 1 <0,005 Echinodermata Leptopentacta elongata 1 0,03 1 0,49 Echinodermata Luidia sarsi 1 <0,005 Echinodermata Mesothuria intestinalis 1 34,7 Mollusca Abra nitida 1 0,01 1 0,06 1 <0,005 1 <0,005 2 <0,005 4 0,05 Mollusca Antalis entalis 1 0,68 1 0,36 Mollusca Chaetoderma nitidulum 1 0,03 1 0,06 2 0,14 Mollusca Corbula gibba 7 1 13 0,5 10 0,63 6 0,54 6 0,43 9 0,5 5 0,05 2 0,33 1 0,05 6 0,65 3 0,02 6 0,35 Mollusca Cuspidaria obesa 1 0,08 Mollusca Cylichna cylindracea 3 0,05 1 0,02 2 0,03 4 0,04 Mollusca Ennucula tenuis 1 0,08 Mollusca Hyala vitrea 19 0,05 2 0,01 4 0,01 3 <0,005 1 <0,005 1 <0,005 1 <0,005 1 <0,005 4 <0,005 Mollusca Montacuta ferruginosa 1 0,01 Mollusca Myrtea spinifera 1 0,03 Mollusca Mysella bidentata 2 <0,005 Mollusca Nucula nitidosa 13 0,35 8 0,27 2 0,09 2 0,03 3 0,17 2 0,14 Mollusca Nucula sulcata 1 <0,005 2 0,04 Mollusca Phaxas pellucida 2 0,03 Mollusca Philine scabra 1 0,01 3 0,05 1 0,06 1 0,01 1 <0,005 1 <0,005 3 0,03 2 0,02 7 0,08 3 0,07 Mollusca Polinices pulchella 1 0,15 1 0,14 1 0,07 Mollusca Tellimya tenella 3 <0,005 Mollusca Thyasira flexuosa 4 0,03 5 0,02 7 0,21 3 0,08 2 <0,005 1 <0,005 Mollusca Thyasira sarsii 1 <0,005 Nemertea Cerebratulus spp. 3 9,78 1 2,23 1 0,05 Sipuncula Golfingia vulgaris 1 0,17 Sipuncula Thysanocardia procera 1 0,06 4 0,24 1 0,15 1 0,05 1 0,06 1 0,03 1 0,04

Month 1 (2009) Month 14 (2010) Month 49 (2013) Field FO3 (AC+clay) 1 FO1:A 1 FO1:B 1 FO1:C 14 FO1:A 14 FO1:B 14 FO1:C 14 FO1:D 14 FO1:E 49 FO1:A 49 FO1:B 49 FO1:C 49 FO1:D 49 FO1:E Phylum Taxa A. B. A. B. A. B. A. B. A. B. A. B. A. B. A. B. A. B. A. B. A. B. A. B. A. B. Annelida Abyssoninoe hibernica 1 0,02 5 0,12 1 0,02 1 0,04 Annelida Bylgides elegans 1 <0,005 Annelida Chaetopterus norvegicus 1 1,11 Annelida Chaetozone setosa 1 <0,005 2 0,012 Annelida Cossura longocirrata 1 <0,005 Annelida Diplocirrus glaucus 1 0,01 3 0,01 1 <0,005 Annelida Glycera alba 1 <0,005 Annelida Goniada maculata 1 0,02 1 0,01 1 0,11 Annelida Heteromastus filiformis 1 0,01 1 <0,005 3 0,011 4 <0,005 1 <0,005 Annelida Levinsenia gracilis 1 <0,005 Annelida Magelona filiformis 1 <0,005 1 <0,005 2 0,002 1 <0,005 Annelida Nephtys incisa 3 0,25 4 0,33 2 0,06 2 0,19 5 0,38 4 0,28 2 0,163 2 0,34 1 0,12 Annelida Notomastus latericeus 1 0,14 1 <0,005 Annelida Pectinaria koreni 29 0,10 11 0,78 10 0,208 9 0,62 59 1,66 Annelida Polycirrus spp. 2 0,01 1 0,01

44 NIVA 6724 - 2014

Annelida Polydora spp. 1 <0,005 Annelida Sabellides octocirrata 1 <0,005 Annelida Scalibregma inflatum 1 0,01 1 0,03 2 0,18 2 0,03 Annelida Spiophanes kroeyeri 1 0,01 1 0,03 Annelida Trichobranchus roseus 1 0,01 2 0,03 1 0,03 Arthropoda Callianassa subterranea 1 0,02 Echinodermata Amphiura filiformis 1 <0,005 1 <0,005 1 0,02 Echinodermata Brissopsis lyrifera 1 8,79 1 9,25 1 8,84 Echinodermata Echinocardium cordatum 2 8,58 1 3,24 1 5,30 Echinodermata Leptopentacta elongata 1 0,20 Echinodermata Luidia sarsi 2 0,01 1 <0,005 Echinodermata Marthasterias glacialis cf. 1 0,009 Mollusca Abra nitida 1 <0,005 2 0,04 1 0,08 6 1,35 4 0,631 2 0,44 1 0,12 Mollusca Corbula gibba 3 0,73 1 <0,005 1 0,33 4 0,31 2 0,06 2 0,19 Mollusca Cylichna cylindracea 2 0,02 1 0,01 5 0,05 1 0,02 Mollusca Hyala vitrea 5 0,02 2 0,01 2 0,01 1 <0,005 Mollusca Montacuta ferruginosa 3 <0,005 1 <0,005 1 <0,005 Mollusca Nucula sulcata 1 0,79 13 0,46 6 0,18 7 0,121 11 0,31 15 0,38 Mollusca Parvicardium minimum 1 <0,005 Mollusca Philine scabra 1 0,01 2 0,05 3 0,04 1 0,02 2 0,021 1 0,01 1 0,01 Mollusca Polinices pulchella 1 0,03 1 <0,005 Mollusca Tellimya tenella 2 0,01 3 0,01 Mollusca Thyasira flexuosa 4 0,08 3 0,04 3 0,065 3 0,10 1 0,03 Mollusca Thyasira sarsii 1 0,01 1 0,01 1 0,01 Nemertea Cerebratulus spp. 1 0,02 Nemertea Nemertea 1 0,09 2 <0,005 Sipuncula Golfingia vulgaris 1 0,01 Sipuncula Thysanocardia procera 1 0,09

Month 1 (2009) Month 14 (2010) Month 49 (2013) Field FO4 (Reference) 1 FO1:A 1 FO1:B 1 FO1:C 14 FO1:A 14 FO1:B 14 FO1:C 14 FO1:D 14 FO1:E 49 FO1:A 49 FO1:B 49 FO1:C 49 FO1:D 49 FO1:E Phylum Taxa A. B. A. B. A. B. A. B. A. B. A. B. A. B. A. B. A. B. A. B. A. B. A. B. A. B. Annelida Abyssoninoe hibernica 4 0,08 1 0,03 3 0,10 3 0,07 2 0,09 6 0,11 3 0,12 5 0,12 4 0,15 2 0,04 Annelida Bylgides elegans 1 <0,005 Annelida Chaetopterus norvegicus 1 1,37 Annelida Chaetozone setosa 1 <0,005 1 <0,005 2 <0,005 3 0,02 1 <0,005 Annelida Diplocirrus glaucus 1 0,01 1 0,01 4 0,04 5 0,04 2 <0,005 2 <0,005 2 <0,005 3 <0,005 2 0,03 3 0,03 6 0,05 Annelida Galathowenia oculata 1 0,01 Annelida Glycera alba 1 0,05 1 0,01 2 0,07 1 <0,005 1 0,08 1 0,08 1 0,01 Annelida Goniada maculata 1 0,06 1 0,07 1 0,02 1 <0,005 2 0,08 1 0,02 2 0,05 3 0,05 Annelida Heteromastus filiformis 1 0,02 2 0,01 1 <0,005 Annelida Lipobranchius jeffreysii 1 0,82 1 0,64 Annelida Maldanidae 1 0,02 Annelida Nephtys incisa 1 0,09 1 0,02 1 0,09 1 0,07 1 <0,005 2 0,17 1 0,16 1 0,08 1 0,06 1 0,07 1 0,01 1 0,02 4 0,12 Annelida Ophiodromus flexuosus 1 0,04 2 0,03 1 0,02 2 0,06 2 0,04 1 0,02 Annelida Owenia fusiformis 1 0,01 Annelida Pectinaria auricoma 1 <0,005 2 0,01 1 0,02

45 NIVA 6724 - 2014

Annelida Pectinaria belgica 4 4,29 1 <0,005 1 0,63 Annelida Pholoe baltica 1 <0,005 1 <0,005 1 0,01 1 <0,005 Podarkeopsis Annelida 1 0,01 1 0,03 helgolandicus Annelida Polycirrus spp. 1 0,02 1 0,01 1 0,08 Annelida Polydora spp. 1 <0,005 Annelida Praxillella affinis 2 0,07 3 0,15 3 0,2 3 0,12 2 0,09 8 0,3 Annelida Praxillella praetermissa 2 0,07 3 0,09 2 0,07 Annelida Prionospio fallax 1 <0,005 Annelida Scalibregma inflatum 23 0,09 56 0,21 10 0,12 35 0,53 8 0,05 1 0,03 1 0,01 4 0,05 1 <0,005 Annelida Scolelepis tridentata 1 <0,005 2 0,01 Annelida Sosane sulcata 1 0,03 Annelida Spiophanes kroeyeri 2 0,05 2 0,03 2 0,03 2 0,06 2 0,03 2 0,03 3 0,06 1 <0,005 1 <0,005 1 0,01 Annelida Streblosoma bairdi 1 0,05 1 0,05 1 0,07 2 0,01 Annelida Terebellides stroemi 1 0,01 6 0,03 8 0,09 1 0,02 1 <0,005 4 0,04 1 <0,005 2 0,03 4 0,06 Annelida Trichobranchus roseus 1 0,02 Arthropoda Ampelisca tenuicornis 1 <0,005 1 <0,005 Arthropoda Callianassa subterranea 1 0,12 2 0,04 1 0,02 1 0,01 3 0,12 3 0,08 3 0,13 4 0,55 3 0,06 Arthropoda Diastylis laevis 1 0,02 Arthropoda Eriopisa elongata 3 0,01 1 <0,005 Arthropoda Oedicerotidae 1 <0,005 Cnidaria Edwardsiidae 1 <0,005 1 <0,005 1 0,02 2 0,02 Echinodermata Amphiura chiajei 1 0,06 1 0,14 1 0,02 3 0,19 4 0,25 2 0,19 1 0,15 1 0,06 Echinodermata Amphiura filiformis 24 0,91 24 1,63 17 0,50 8 0,24 7 0,10 3 0,09 9 0,59 14 0,50 59 6,64 47 4,35 47 3,41 28 2,61 36 2,33 Echinodermata Brissopsis lyrifera 1 3,18 1 7,89 2 11,07 1 7,69 1 14,72 4 31,55 3 25,42 2 11,03 3 32,82 Echinodermata Echinocardium cordatum 1 5,36 1 3,95 2 7,12 Echinodermata Echinocardium flavescens 3 1,67 2 1,04 15 15,97 5 11,28 Echinodermata Labidoplax buskii 1 0,05 Echinodermata Leptopentacta elongata 1 0,01 1 0,56 Echinodermata Luidia sarsi 1 0,01 Mollusca Abra alba 1 <0,005 Mollusca Abra nitida 1 0,04 1 0,06 1 <0,005 1 0,02 1 <0,005 Mollusca Antalis entalis 1 1,51 Mollusca Chaetoderma nitidulum 1 0,07 1 0,05 1 0,03 Mollusca Corbula gibba 12 0,61 3 0,58 3 0,19 1 <0,005 1 0,29 1 0,04 Mollusca Cylichna cylindracea 4 0,05 3 0,04 2 0,03 1 0,02 Mollusca Hyala vitrea 2 <0,005 2 0,01 1 <0,005 1 <0,005 Mollusca Mysella bidentata 1 <0,005 Mollusca Mysia undata 1 0,12 Mollusca Nucula nitidosa 2 0,02 1 0,07 1 0,08 Mollusca Nucula sulcata 2 <0,005 1 <0,005 Mollusca Parvicardium minimum 1 0,05 Mollusca Parvicardium pinnulatum 1 0,05 1 0,07 Mollusca Philine scabra 2 0,01 1 0,01 1 0,04 2 0,03 1 <0,005 1 0,01 Mollusca Thyasira flexuosa 1 <0,005 2 <0,005 2 0,01 2 <0,005 Nemertea Cerebratulus spp. 1 6,13 Nemertea Nemertea 1 1,42 1 0,72 1 0,02 1 0,09 1 <0,005 Sipuncula Golfingia vulgaris 1 0,64

46 NIVA 6724 - 2014

Sipuncula Thysanocardia procera 2 0,22 1 0,09 1 0,12 2 0,17 1 0,10 1 0,02 1 0,12 2 0,09

Month 1 (2009) Month 14 (2010) Month 49 (2013) Field FE5 (AC+clay) 1 FO1:A 1 FO1:B 1 FO1:C 14 FO1:A 14 FO1:B 14 FO1:C 14 FO1:D 14 FO1:E 49 FO1:A 49 FO1:B 49 FO1:C 49 FO1:D 49 FO1:E Phylum Taxa A. B. A. B. A. B. A. B. A. B. A. B. A. B. A. B. A. B. A. B. A. B. A. B. A. B. Annelida Abyssoninoe 1 0,17 Annelida Abyssoninoe hibernica 1 0,09 1 0,06 2 0,05 2 0,04 1 0,02 3 0,08 Annelida Aphelochaeta sp. 1 <0,005 1 <0,005 Annelida Aphelochaeta marioni 2 0,02 4 0,03 1 0,02 3 0,02 4 0,04 3 0,02 6 0,16 4 0,04 23 0,35 20 0,20 6 0,06 3 0,01 9 0,08 Annelida Bylgides elegans 2 0,02 Annelida Ceratocephale loveni 2 0,05 5 0,12 1 0,01 4 0,05 3 0,06 3 0,02 1 <0,005 2 0,03 2 <0,005 Annelida Chaetoparia nilssoni 1 <0,005 1 0,01 1 <0,005 Annelida Chaetozone setosa 2 0,01 10 0,08 1 <0,005 5 <0,005 4 0,02 2 0,02 4 0,02 5 0,01 2 0,01 2 0,01 1 <0,005 1 <0,005 Annelida Diplocirrus glaucus 1 0,01 1 0,01 1 <0,005 1 <0,005 Annelida Euchone papillosa 2 0,02 1 <0,005 2 0,01 1 <0,005 2 <0,005 2 <0,005 Annelida Galathowenia oculata 1 <0,005 1 <0,005 1 <0,005 1 <0,005 Annelida Gattyana amondseni 1 0,01 Annelida Glycera alba 1 0,02 2 0,09 2 0,06 3 0,18 1 <0,005 4 0,29 1 <0,005 2 0,15 1 0,03 Annelida Glycera rouxii 1 0,53 1 0,69 Annelida Glycinde nordmanni 1 0,02 1 <0,005 1 <0,005 Annelida Goniada maculata 1 <0,005 1 0,03 1 0,02 1 <0,005 Annelida Harmothoe spp. 1 0,01 Annelida Heteromastus filiformis 2 0,01 2 <0,005 4 0,01 4 <0,005 4 0,01 1 <0,005 3 <0,005 3 <0,005 12 0,03 8 0,02 7 0,01 5 0,01 Annelida Melinna cristata 2 0,03 1 0,04 Annelida Neoamphitrite affinis 1 0,01 1 0,07 Annelida Neoamphitrite grayi 1 0,61 Annelida Nephtys incisa 1 <0,005 1 <0,005 1 0,06 Annelida Nephtys paradoxa 1 0,09 Annelida Ophiodromus flexuosus 1 0,04 Annelida Paramphinome jeffreysi 1 0,01 6 0,03 3 0,02 56 0,21 24 0,07 9 0,03 55 0,20 40 0,17 19 0,09 11 0,04 17 0,07 25 0,11 Annelida Pholoe baltica 1 <0,005 Annelida Phyllodoce groenlandica 1 <0,005 1 <0,005 1 <0,005 Annelida Phyllodoce rosea 1 0,01 Annelida Phylo norvegica 1 0,37 Annelida Pista cristata 1 0,07 2 0,28 1 0,03 Annelida Polydora spp. 1 <0,005 Annelida Polynoidae 2 <0,005 1 <0,005 1 <0,005 Annelida Praxillella affinis 1 <0,005 Annelida Prionospia dubia 1 0,01 1 <0,005 Annelida Prionospio cirrifera 17 0,02 21 0,04 19 0,06 13 0,03 15 0,03 Annelida Prionospio fallax 4 <0,005 Annelida Rhodine loveni 2 0,18 1 0,03 2 0,09 1 0,02 2 0,04 Annelida Scalibregma inflatum 2 0,06 1 0,02 1 0,01 2 0,02 1 0,02 1 <0,005 1 <0,005 Annelida Scoletoma fragilis 1 0,24 Annelida Spiophanes kroeyeri 7 0,16 7 0,10 10 0,13 5 0,05 14 0,09 9 0,04 2 0,02 15 0,16 12 0,10 13 0,12 5 0,04 13 0,11 10 0,09 Annelida Terebellides stroemi 1 <0,005 Arthropoda Arrhis phyllonyx 1 0,02 3 0,07 6 0,14 3 0,06 2 0,02 1 0,02 3 0,04

47 NIVA 6724 - 2014

Arthropoda Campylaspis costata 1 <0,005 Arthropoda Diastylis boecki 1 0,01 Arthropoda Diastylis cornuta 2 0,01 1 <0,005 Arthropoda Diastyloides serratus 6 0,01 1 <0,005 Arthropoda Eudorella emarginata 1 <0,005 3 <0,005 3 0,02 2 <0,005 4 <0,005 7 0,02 1 <0,005 4 0,01 3 0,01 Arthropoda Eudorella truncatula 2 <0,005 1 <0,005 Arthropoda Gnathia oxyurea 1 <0,005 Arthropoda Hippomedon propinquus 1 <0,005 1 <0,005 Arthropoda Leptostylis longimana 1 <0,005 Arthropoda Leucon nasica 1 <0,005 1 <0,005 2 <0,005 2 0,01 2 <0,005 6 0,03 11 0,05 5 <0,005 8 0,02 8 0,02 Arthropoda Lysianassidae 1 <0,005 Arthropoda Monoculodes carinatus 1 <0,005 Arthropoda Philomedes brenda 2 <0,005 4 0,01 1 <0,005 1 <0,005 1 <0,005 2 <0,005 6 <0,005 Arthropoda Tanaidacea 2 <0,005 1 <0,005 Arthropoda Westwoodilla caecula 4 0,02 1 <0,005 2 0,01 Echinodermata Amphiura chiajei 1 0,01 1 0,17 1 0,25 2 0,01 Echinodermata Amphiura filiformis 1 <0,005 1 0,01 1 0,04 Echinodermata Brissopsis lyrifera 1 12,11 Echinodermata Ophiocten affinis 1 0,08 Echinodermata Ophiura albida 1 <0,005 Mollusca Abra nitida 1 <0,005 1 0,01 3 <0,005 13 0,55 2 0,08 9 0,23 13 0,38 13 0,37 1 0,09 1 0,09 Mollusca Corbula gibba 1 0,01 Mollusca Ennucula tenuis 1 <0,005 2 0,04 Mollusca Hyala vitrea 3 0,01 Mollusca Mysella bidentata 1 <0,005 Mollusca Nudibranchia 1 0,02 Mollusca Parvicardium pinnulatum 1 0,02 Mollusca Philine aperta 1 0,03 2 <0,005 1 <0,005 Mollusca Philine scabra 3 0,05 3 0,03 4 0,06 1 0,02 1 0,03 1 <0,005 2 <0,005 1 0,04 Mollusca Thyasira equalis 22 0,43 28 0,34 18 0,18 1 0,05 17 0,50 27 0,54 3 0,09 12 0,39 29 0,43 21 0,51 17 0,36 20 0,59 22 0,39 Mollusca Thyasira sarsii 1 <0,005 1 0,03 2 0,10 Mollusca Tropidomya abbreviata 1 0,05 Mollusca Yoldiella philippiana 10 0,13 5 0,04 12 0,17 1 0,02 4 0,06 4 0,03 2 0,05 3 0,05 5 0,11 4 0,08 3 0,06 2 0,04 Nemertea Cerebratulus spp. 1 0,04 Nemertea Nemertea 1 <0,005 1 <0,005 2 0,09 1 <0,005 Platyhelminthes Turbellaria 1 0,03 1 0,27 Sipuncula Phascolion strombus 6 <0,005 5 <0,005 1 <0,005

Month 1 (2009) Month 14 (2010) Month 49 (2013) Field FE6 (Reference - 80 m) 1 FO1:A 1 FO1:B 1 FO1:C 14 FO1:A 14 FO1:B 14 FO1:C 14 FO1:D 14 FO1:E 49 FO1:A 49 FO1:B 49 FO1:C 49 FO1:D 49 FO1:E Phylum Taxa A. B. A. B. A. B. A. B. A. B. A. B. A. B. A. B. A. B. A. B. A. B. A. B. A. B. Annelida Abyssoninoe hibernica 3 0,12 4 0,13 2 0,07 3 0,07 2 0,03 5 0,16 6 0,42 2 0,08 3 0,11 1 0,03 5 0,09 4 0,16 1 0,01 Annelida Anobothrus gracilis 1 0,01 1 <0,005 1 0,02 Annelida Aphelochaeta marioni 4 0,04 2 0,02 4 0,04 2 0,01 9 0,09 15 0,13 20 0,25 11 0,15 11 0,11 8 0,09 11 0,07 9 0,13 6 0,09 Annelida Brada villosa 2 0,01 1 <0,005 2 0,07 6 0,18 3 0,06 1 0,03 Annelida Bylgides elegans 1 <0,005 2 0,01 2 0,02 1 0,01 3 0,00 1 0,01 Annelida Ceratocephale loveni 3 0,03 4 0,05 2 0,04 4 0,04 3 0,04 2 <0,005 5 0,04 3 0,09 2 0,05 2 0,05

48 NIVA 6724 - 2014

Annelida Chaetozone setosa 1 0,01 1 <0,005 13 0,07 1 <0,005 12 0,05 7 0,04 11 0,05 38 0,18 22 0,1 18 0,09 16 0,09 4 0,03 Annelida Diplocirrus glaucus 2 0,02 3 0,01 1 0,01 1 0,01 5 0,03 1 0,01 1 0,01 3 0,01 8 0,11 3 0,04 9 0,07 1 0,01 10 0,08 Annelida Drilonereis filum 1 0,5 Annelida Eclysippe eliasoni 2 <0,005 1 0,01 1 <0,005 2 0,01 3 <0,005 1 <0,005 1 <0,005 4 0,01 2 <0,005 4 0,01 Annelida Eteone sp. 1 <0,005 Annelida Eteone longa cf. 1 <0,005 Annelida Euchone papillosa 1 <0,005 1 0,02 2 <0,005 1 <0,005 1 0,01 1 0,01 Annelida Eumida bahusiensis 1 <0,005 Annelida Exogone verugera 1 <0,005 Annelida Galathowenia oculata 1 <0,005 3 0,02 2 <0,005 6 0,01 1 <0,005 Annelida Gattyana amondseni 1 <0,005 Annelida Glycera alba 1 0,02 4 0,16 2 0,03 3 0,08 4 0,12 3 0,06 3 0,02 2 0,26 2 0,02 3 0,06 5 0,2 Annelida Glycera rouxii 2 0,38 2 0,47 1 1,08 Annelida Glycinde nordmanni 1 0,01 1 0,03 Annelida Glyphohesione klatti 1 0,01 Annelida Goniada maculata 1 0,04 1 0,05 2 0,07 1 0,01 1 <0,005 1 <0,005 1 0,03 3 0,05 Annelida Harmothoe spp. 1 <0,005 Annelida Harmothoe borealis cf. 2 0,01 1 <0,005 Annelida Heteromastus filiformis 4 0,02 3 0,01 1 <0,005 7 0,02 11 0,03 9 0,02 5 0,01 8 0,02 39 0,17 21 0,14 25 0,12 8 0,03 19 0,12 Annelida Iphitime hartmanae 1 0,08 Annelida Jasmineira caudata 3 <0,005 Annelida Laonice bahusiensis 1 <0,005 Annelida Levinsenia gracilis 5 <0,005 3 <0,005 Annelida Lipobranchius jeffreysii 2 1,08 6 1,64 2 0,53 5 1,40 3 1,62 5 1,20 3 1,06 3 1,85 1 0,20 1 0,55 Annelida Lumbrineris gracilis 1 0,01 Annelida Maldane sarsi 3 0,01 Annelida Melinna cristata 3 0,03 1 0,03 1 0,12 1 0,04 Annelida Mugga wahrbergi 5 <0,005 Annelida Neoamphitrite affinis 1 2,36 4 4,32 Annelida Nephtys incisa 1 0,05 Annelida Nereiphylla lutea 1 0,01 1 <0,005 Annelida Notomastus latericeus 1 0,06 1 0,03 2 0,15 Annelida Ophelina sp. 1 <0,005 Annelida Ophelina norvegica 1 0,02 1 0,03 Annelida Ophiodromus flexuosus 1 <0,005 2 0,04 1 0,01 1 0,02 Annelida Paramphinome jeffreysi 3 0,02 3 0,01 13 0,04 33 0,13 14 0,05 46 0,15 20 0,06 7 0,04 2 <0,005 11 0,04 8 0,01 3 0,02 Paramphitrite Annelida 1 0,03 1 0,01 1 0,04 3 0,09 3 0,05 tetrabranchia Annelida Pectinaria belgica 1 1,67 Annelida Pectinaria koreni 1 0,01 1 0,04 Annelida Pholoe baltica 1 <0,005 1 <0,005 1 <0,005 4 0,01 2 <0,005 1 0,01 Annelida Pholoe pallida 1 <0,005 2 0,01 1 0,01 1 0,01 Phyllodoce Annelida 1 <0,005 1 0,01 groenlandica Annelida Phyllodoce rosea 1 <0,005 1 <0,005 Annelida Phyllodocidae 1 <0,005 Annelida Pista sp. 1 0,11 2 0,34 Annelida Pista cristata 3 1,04 3 0,03 1 0,12 1 0,03 1 0,36 Annelida Polycirrus spp. 1 0,10 1 0,02 1 0,09 1 0,09

49 NIVA 6724 - 2014

Annelida Polydora spp. 1 <0,005 7 <0,005 4 <0,005 Annelida Polynoidae 1 <0,005 1 <0,005 2 0,01 1 <0,005 Annelida Polyphysia crassa 1 0,51 Annelida Praxillella affinis 1 <0,005 1 <0,005 2 0,02 6 0,08 2 0,03 Annelida Praxillella praetermissa 1 0,06 Annelida Prionospia dubia 2 0,02 16 0,05 7 0,01 10 0,03 Annelida Prionospio cirrifera 1 <0,005 1 <0,005 1 <0,005 50 0,07 3 0,01 25 0,06 18 0,02 10 0,01 Annelida Prionospio fallax 4 0,02 2 0,01 Annelida Proclea graffii 1 <0,005 Annelida Rhodine loveni 1 0,09 1 0,01 3 0,24 2 0,38 4 0,08 1 0,06 1 0,16 4 0,10 6 0,29 1 0,13 3 0,09 Annelida Scalibregma inflatum 2 0,12 3 0,01 5 0,03 4 0,01 2 0,02 22 0,45 20 0,32 14 0,15 14 0,33 2 0,04 Annelida Scoletoma fragilis 1 0,52 1 0,22 1 0,13 Annelida Scoletoma impatiens 1 0,04 Annelida Sige fusigera 1 <0,005 Annelida Sosane sulcata 1 0,01 1 <0,005 2 0,02 3 0,01 2 0,01 Annelida Spiophanes kroeyeri 17 0,10 9 0,07 22 0,14 11 0,05 3 0,04 12 0,05 17 0,06 25 0,08 15 0,08 3 0,01 41 0,18 6 0,11 39 0,13 Annelida Streblosoma bairdi 8 2,60 6 2,34 5 0,73 6 3,35 3 0,37 13 3,07 4 0,28 5 0,88 3 1,93 7 3,17 8 2,52 3 2,13 5 2,75 Annelida Syllidae 2 <0,005 Annelida Terebellides stroemi 1 <0,005 1 0,04 1 0,02 1 <0,005 1 0,03 Annelida Tharyx killariensis 1 0,01 Annelida Trichobranchus roseus 1 0,01 Arthropoda Ampelisca gibba 1 0,01 2 <0,005 1 <0,005 1 <0,005 Ampelisca Arthropoda 3 0,01 macrocephala Arthropoda Aora gracilis 2 <0,005 Arthropoda Arrhis phyllonyx 2 0,05 1 0,02 1 0,01 1 0,02 Arthropoda Callianassa subterranea 1 <0,005 Arthropoda Campylaspis costata 1 <0,005 Arthropoda Diastylis boecki 1 <0,005 1 <0,005 Arthropoda Diastylis cornuta 1 0,01 Arthropoda Diastyloides biplicatus 1 <0,005 Arthropoda Diastyloides serratus 1 <0,005 Arthropoda Eriopisa elongata 2 0,03 Arthropoda Gnathia oxyurea 2 <0,005 7 0,02 Arthropoda Harpinia antennaria 1 <0,005 Arthropoda Harpinia crenulata 1 <0,005 Hippomedon Arthropoda 2 0,01 propinquus Arthropoda Jassa pusilla 2 <0,005 Arthropoda Leucon nasica 1 <0,005 1 <0,005 Arthropoda Leucothoe lilljeborgii 1 <0,005 2 <0,005 1 <0,005 1 <0,005 3 <0,005 Arthropoda Lysianassidae 1 0,02 Arthropoda Monoculodes packardi 1 <0,005 Arthropoda Westwoodilla caecula 1 0,01 1 0,01 1 <0,005 1 0,01 1 0,01 Cnidaria Edwardsiidae 1 <0,005 Echinodermata Amphiura chiajei 3 0,01 1 <0,005 2 0,13 1 0,01 4 0,17 5 0,36 4 0,49 4 0,77 3 0,40 7 0,58 Echinodermata Amphiura filiformis 2 0,01 1 <0,005 2 <0,005 Echinodermata Brissopsis lyrifera 4 16,08 1 12,46 1 3,98 1 4,45 2 9,34 1 6,87 Echinodermata Echinocardium 2 <0,005

50 NIVA 6724 - 2014

flavescens Echinodermata Luidia sarsi 1 <0,005 1 <0,005 Echinodermata Ophiocten affinis 2 0,01 1 0,01 Echinodermata Spatangidae 1 <0,005 Mollusca Abra nitida 2 0,01 13 0,02 1 0,01 4 0,08 1 0,01 3 0,09 1 <0,005 1 <0,005 2 <0,005 24 0,03 Mollusca Antalis entalis 1 0,26 Mollusca Chaetoderma nitidulum 1 <0,005 1 0,01 1 0,01 Mollusca Cuspidaria spp. 1 0,01 Mollusca Cylichna cylindracea 1 0,03 1 <0,005 Mollusca Ennucula tenuis 7 0,23 3 0,21 1 0,01 2 0,13 1 0,19 1 <0,005 3 0,21 1 0,09 1 0,02 1 0,08 Mollusca Hyala vitrea 1 <0,005 1 <0,005 1 <0,005 Mollusca Mendicula ferruginosa 3 0,01 Mollusca Mysia undata 1 <0,005 Mollusca Nudibranchia 1 0,01 Mollusca Philine aperta 2 0,01 1 <0,005 Mollusca Philine scabra 1 0,01 1 0,09 1 0,08 1 0,01 2 0,01 Mollusca Polinices montagui 1 0,24 Pseudamussium Mollusca 1 0,02 1 2,56 2 3,00 peslutrae Mollusca Tellimya tenella 2 0,01 2 0,01 2 <0,005 Mollusca Thyasira equalis 21 0,18 36 0,15 23 0,11 10 0,13 8 0,09 13 0,30 21 0,33 18 0,26 19 0,29 33 0,43 20 0,09 29 0,26 Mollusca Thyasira sarsii 13 0,3 Mollusca Tropidomya abbreviata 1 <0,005 Mollusca Yoldiella philippiana 4 0,01 11 0,03 14 0,10 5 0,04 1 <0,005 1 <0,005 5 0,04 8 0,07 4 0,02 14 0,07 2 <0,005 2 0,01 Nemertea Cerebratulus spp. 1 0,02 2 0,41 2 0,46 2 0,08 Nemertea Nemertea 1 <0,005 4 0,07 1 0,01 5 0,07 3 0,14 5 0,23 Platyhelminthes Turbellaria 1 0,01 1 0,01 1 0,02 Sipuncula Phascolion strombus 1 <0,005 Xenacoelomorpha Xenoturbella 1 0,08

Month 14 (2010) Month 49 (2013) Field FE6 (Reference - 80 m) 14 FO1:A 14 FO1:B 14 FO1:C 14 FO1:D 14 FO1:E 49 FO1:A 49 FO1:B 49 FO1:C 49 FO1:D 49 FO1:E Phylum Taxa A. B. A. B. A. B. A. B. A. B. A. B. A. B. A. B. A. B. A. B. Annelida Anobothrus gracilis 1 <0,005 Annelida Aphelochaeta marioni 11 0,15 12 0,19 9 0,16 20 0,25 17 0,36 9 0,07 25 0,14 21 0,12 7 0,12 3 0,05 Annelida Brada villosa 1 0,07 2 0,01 Annelida Bylgides elegans 1 0,03 2 0,01 3 0,02 1 0,01 2 0,11 Annelida Ceratocephale loveni 2 0,05 14 0,28 2 0,04 8 0,06 5 0,04 4 0,05 13 0,39 15 0,25 4 0,24 5 0,29 Annelida Chaetoparia nilssoni 1 <0,005 2 0,01 Annelida Chaetozone setosa 30 0,20 31 0,20 20 0,17 48 0,25 28 0,23 48 0,14 67 0,16 58 0,16 76 0,39 16 0,08 Annelida Diplocirrus glaucus 1 <0,005 1 0,02 1 0,02 Annelida Eteone sp. 1 <0,005 Annelida Euchone papillosa 1 <0,005 4 0,01 Annelida Galathowenia oculata 1 <0,005 4 0,01 4 0,01 2 0,01 3 0,01 1 <0,005 Annelida Glycera alba 3 0,05 2 0,02 3 0,24 1 0,07 Annelida Glycera rouxii 1 0,18 1 0,13 1 1,46 1 0,98 Annelida Goniada maculata 2 0,05 2 0,11 2 0,05 1 <0,005 1 <0,005 3 0,13 2 0,10 1 0,07 Annelida Heteromastus filiformis 9 0,04 3 <0,005 17 0,04 3 0,01 11 0,03 10 0,03 24 0,05 31 0,07 40 0,16 5 0,03 Annelida Lipobranchius jeffreysii 1 0,09

51 NIVA 6724 - 2014

Annelida Melinna cristata 1 <0,005 1 0,07 1 0,02 1 <0,005 2 <0,005 2 0,03 2 0,07 Annelida Nephtys incisa 1 0,06 Annelida Nephtys pulchra 1 0,40 Annelida Nereimyra punctata 1 <0,005 1 0,02 Annelida Ophelina norvegica 1 0,06 Annelida Paramphinome jeffreysi 27 0,08 13 0,03 2 <0,005 5 0,01 20 0,06 45 0,20 38 0,19 17 0,07 67 0,38 17 0,09 Annelida Pectinaria koreni 1 <0,005 2 <0,005 1 0,02 Annelida Pholoe baltica 1 <0,005 Annelida Phyllodoce groenlandica 2 0,04 1 0,02 Annelida Phyllodoce rosea 2 <0,005 Annelida Phylo norvegica 1 0,06 1 0,02 Annelida Pista cristata 3 0,56 1 0,28 Annelida Pistella lornensis 1 0,19 1 0,02 3 0,51 Annelida Polydora spp. 1 <0,005 Annelida Polynoidae 1 0,01 2 <0,005 Annelida Polyphysia crassa 1 0,98 Annelida Prionospio cirrifera 2 <0,005 4 0,02 7 0,01 2 <0,005 28 0,03 4 <0,005 40 0,05 2 <0,005 Annelida Prionospio fallax 1 <0,005 Annelida Rhodine gracilior 1 0,03 2 0,03 1 <0,005 1 <0,005 Annelida Rhodine loveni 1 0,06 2 0,17 2 0,15 1 0,07 Annelida Scalibregma inflatum 1 0,03 5 0,20 8 0,16 4 0,13 5 0,17 23 0,22 57 0,68 49 0,30 63 0,66 16 0,27 Annelida Sige fusigera 1 <0,005 2 <0,005 Annelida Spiophanes kroeyeri 35 0,33 16 0,31 10 0,15 7 0,13 8 0,12 4 0,01 35 0,12 11 0,12 18 0,07 1 0,03 Annelida Streblosoma bairdi 2 0,22 2 0,74 2 0,33 Annelida Terebellides stroemi 2 0,03 1 0,04 1 0,38 Arthropoda Arrhis phyllonyx 7 0,14 1 0,01 5 0,11 3 0,08 1 0,01 1 0,02 1 0,01 1 0,02 Arthropoda Bathymedon longimanus 1 <0,005 Arthropoda Callianassa subterranea 1 <0,005 Arthropoda Campylaspis costata 1 <0,005 Arthropoda Diastylis cornuta 6 0,04 1 <0,005 Arthropoda Diastyloides serratus 2 <0,005 1 <0,005 2 <0,005 Arthropoda Eriopisa elongata 1 <0,005 2 0,01 1 <0,005 1 <0,005 Arthropoda Eudorella emarginata 6 <0,005 2 <0,005 2 <0,005 3 <0,005 6 0,01 5 0,01 1 <0,005 6 0,01 2 <0,005 Arthropoda Eudorella truncatula 1 <0,005 3 <0,005 1 <0,005 Arthropoda Gnathia oxyurea 4 0,01 Arthropoda Leucon nasica 5 <0,005 3 0,01 3 0,01 5 0,02 2 <0,005 5 0,01 7 <0,005 1 0,00 5 <0,005 1 <0,005 Arthropoda Leucothoe lilljeborgii 1 <0,005 1 <0,005 1 <0,005 2 <0,005 1 <0,005 Arthropoda Lysianassidae 1 <0,005 Arthropoda Philomedes brenda 1 <0,005 Arthropoda Phoxocephalidae 1 <0,005 Arthropoda Westwoodilla caecula 1 <0,005 1 <0,005 Echinodermata Brissopsis lyrifera 1 19,84 1 16,31 Echinodermata Ophiocten affinis 2 0,03 1 <0,005 Mollusca Abra nitida 2 0,04 5 0,17 3 0,05 3 0,05 9 0,19 Mollusca Ennucula tenuis 1 0,04 1 0,01 5 0,08 1 0,04 Mollusca Philine scabra 1 0,01 3 0,16 2 0,11 2 0,04 1 0,01 Mollusca Pseudamussium peslutrae 1 0,72 Mollusca Tellimya tenella 2 <0,005

52 NIVA 6724 - 2014

Mollusca Thyasira equalis 3 0,08 23 0,18 1 0,03 18 0,27 23 0,46 16 0,24 25 0,27 16 0,23 14 0,3 7 0,18 Mollusca Tropidomya abbreviata 1 0,04 Mollusca Yoldiella philippiana 1 <0,005 2 0,03 4 0,05 3 0,06 2 0,03 2 0,05 Nemertea Cerebratulus spp. 2 0,08 3 0,09 1 0,05 Nemertea Nemertea 2 0,48 2 0,24 3 0,09 Sipuncula Phascolion strombus 1 0,09

53 NIVA: Norway’s leading centre of competence in aquatic environments

NIVA provides government, business and the public with a basis for preferred water management through its contracted research, reports and development work. A characteristic of NIVA is its broad scope of professional disciplines and extensive contact network in Norway and abroad. Our solid professionalism, interdisciplinary working methods and holistic approach are key elements that make us an excellent advisor for government and society.

Gaustadalléen 21 • NO-0349 Oslo, Norway Telephone: +47 22 18 51 00 • Fax: 22 18 52 00 www.niva.no • [email protected]

Miljødirektoratet Telefon: 03400/73 58 05 00 | Faks: 73 58 05 01 E-post: [email protected] Nett: www.miljødirektoratet.no Post: Postboks 5672 Sluppen, 7485 Trondheim Besøksadresse Trondheim: Brattørkaia 15, 7010 Trondheim Besøksadresse Oslo: Strømsveien 96, 0602 Oslo

Miljødirektoratets hovedoppgaver er å redusere klimagassutslipp, forvalte norsk natur og hindre forurensning.

Vi er underlagt Klima- og miljødepartementet og har mer enn 700 ansatte ved våre to kontorer i Trondheim og Oslo, og ved Statens naturoppsyn (SNO) sine mer enn 60 lokalkontor.

Våre viktigste funksjoner er å overvåke miljøtilstanden og formidle informasjon, være myndighetsutøver, styre og veilede regionalt og kommunalt nivå, samarbeide med berørte sektormyndigheter, være faglig rådgiver og bidra i internasjonalt miljøarbeid.