|
Miljøgifter i marine næringskjeder i nordlige havområder Forslag til program for å bedre kunnskapsgrunnlaget
om transport av miljøgifter i næringskjeder og biologiske effekter av miljøgifter. Programforslaget er utarbeidet for
Miljøverndepartementet av en arbeidsgruppe sammensatt av:
1. Innledning
7. Referanser
I brev fra Miljøverndepartementet av 16.10.95 til Norsk Polarinstitutt (NP) ble NP bedt om å ta ansvar for å etablere og lede en arbeidsgruppe for å vurdere behov for mer kunnskap om transport og effekter av miljøgifter i arktiske marine næringskjeder. Arbeidsgruppen skulle bestå av NP, Direktoratet for naturforvaltning (DN), Statens forurensningstilsyn (SFT), Havforskningsinstituttet (HI) og Statens Strålevern (NRPA), og har under arbeidet hatt følgende sammensetning:
I tillegg har Brit Salbu (Norges Landbrukshøgsskole, NLH), deltatt i flere arbeidsmøter og gitt verdifulle innspill. Foruten disse representantene har også andre i de ulike etatene bidratt til utformingen av dette programmet. Hensikten med programmet er å bidra til at myndighetene får et tilfredstillende kunnskapsgrunnnlag for å utforme og gjennomføre overvåkingsprogram for de nordlige havområder, og for å vurdere miljøtilstanden, herunder vurdere konsekvenser på både miljø og helse av den kontinuerlige tilførsel av miljøgifter og av akutte utslipp. Kunnskapen som bygges opp er primært tenkt å dekke miljøforvaltningens behov, men vil også dekke viktige kunnskapshuller hos fiskeri- og helsemyndighetene. Programmet er direkte rettet mot forvaltningsmessige problemstillinger og er ikke et grunnforskningsprogram. Tilstands- og konsekvensvurderinger er nødvendig som grunnlag for beslutninger om tiltak for å motvirke skader på miljøet. Tiltakene som er aktuelle for nordområdene vil både kunne være svært kostnadskrevende og kontroversielle, og vil nødvendigvis kreve internasjonalt samarbeid siden hovedtilførselen av miljøgifter kommer fra andre land. Dette innebærer at kravene til dokumentasjon vil være store og sannsynligvis økende i årene som kommer. I den sammenheng vil arbeidet med å øke forståelsen for hvordan miljøgifter påvirker organismer og bestander være svært viktig. Programmet vil fokusere på opptak og transport av miljøgifter i marine næringskjeder samt eksponering, akkumulering og mulige effekter av miljøgifter på organismer og bestander. For å kvalitetssikre programmets faglige innhold fant arbeidsgruppen det ønskelig å få programforslaget kommentert av andre relevante fagmiljøer i tillegg til fagmiljøene representert i arbeidsgruppen. Et utkast ble derfor i juni 1996 sendt på høring til Norsk institutt for vannforskning (NIVA), Norsk institutt for luftforskning (NILU), Stiftelsen for natur- og kulturminneforskning (NINA-NIKU), Akvaplan-niva, Universitetene i Trondheim, Tromsø, Oslo, og Bergen, Norges veterinærinstitutt, Institutt for energiteknikk (IFE), Forsvarets forskningsinstitutt (FFI) og sekretariatet til Arctic Monitoring and Assessment Programme (AMAP). Høringen resulterte i 10 uttalelser. Faglige korreksjoner og kommentarer er innarbeidet i rapporten. Oslo, mars 1997 Gunnar Futsæter Miljøverndepartementet (MD) nedsatte i desember 1995 en arbeidsgruppe for å vurdere kunnskapsbehov i tilknytning til opptak/transport og effekter av miljøgifter i næringskjedene i nordlige havområder. Stoffgruppene som skulle vurderes var organiske miljøgifter, radionuklider og tungmetaller. Arbeidsgruppen skulle også utarbeide et forslag til FoU-program for å dekke de viktigste kunnskapsmanglene innen dette fagområdet. Hensikten med programmet skal være å bidra til at myndighetene får et tilfredsstillende kunnskapsgrunnlag for å:
Arbeidsgruppen har formulert følgende overordnede mål for programmet: Fremskaffe nødvendig kunnskap for norske myndigheter om miljøgifters vandring i arktiske marine næringskjeder og deres virkninger på marine økosystemer i Arktis, - herunder også mulige konsekvenser for mennesker. Kunnskapen som bygges opp i programmet er primært tenkt å dekke miljøforvaltningens behov, men vil også kunne dekke viktige kunnskapshuller hos fiskeri- og helsemyndighetene. Basert på en gjennomgang av kunnskapsstatus om miljøgifter i marint miljø i Arktis har arbeidsgruppen kartlagt sentrale kunnskapsmangler. På grunnlag av de identifiserte kunnskapsmangler foreslår arbeidsgruppen å gjennomføre prosjekter innenfor følgende prosjektområder:
Til hjelp i prioriteringen av prosjekter har arbeidsgruppen utarbeidet et sett kriterier. Prosjektene som gjennomføres skal samkjøres med andre relevante prosjekter, og må sees i sammenheng med eksisterende miljøovervåking i dette havområdet. Arbeidsgruppen foreslår at FoU-programmet bør administreres etter samme modell som MDs FoU-program "Naturens tålegrenser". Dette vil innebære at en styrings-gruppe, ledet av MD, har det overordnede ansvar for å fastsette rammer for programmet og følge opp arbeidet i arbeidsgruppen. Arbeidsgruppen vil ha ansvaret for drift og faglig innhold i programmet, og skal påse at programmet holder seg innenfor fastlagte rammer. Programmet fokuserer på Barentshavet med tilgrensende havområder. Barentshavet har en stor biologisk produksjon og er et spesielt viktig område for kommersielle fiskeslag som lodde, torsk og sild. Barentshavet alene representerer et viktig fiskeområde med fangster som varierer fra 2 til 3.5 millioner tonn per år. I de samme områdene finnes noen av verdens største populasjoner av sjøfugler og marine pattedyr. Inntil for noen år siden var Barentshavet og nordområdene betraktet som fjerntliggende upåvirkede områder langt borte fra industri og andre antropogene forurensningskilder. I de senere år har det vært gjennomført flere undersøkelser som viser at områdene tilføres miljøgifter - radionuklider, tungmetaller og organiske forbindelser - som transporteres til Arktis fra industri- og landbruksområder utenfor Arktis (Dahlgaard 1993; Muir et al. 1992). I tillegg er det lokale punktkilder i området (industri på Kola, dumpet og lagret radioaktivt materiale, petroleumsvirksomhet på land og til havs, osv.) som også bidrar til forurensningen. På relativt kort sikt vil det regionale trusselbildet sannsynligvis endre seg betydelig. De russiske nordområdene er rike på naturressurser i form av bl.a. mineraler, tømmer og olje/gass. Utviklingspotensialet for dette området er enormt og det forventes at store investeringer vil gjøres i området i det nærmeste tiåret. Selv om utviklingen bremses av en turbulent politisk situasjon og av uavklarte juridiske rammebetingelser for utenlandske investorer, er det f.eks. allerede planer klare for utbygging av petroleumsfelter både til havs og på land. Størstedelen av oljen er planlagt transportert ut av regionen med skip til mottakere i Europa. Det samme vil være tilfelle ved eventuell utbygging i den norske delen av Barentshavet. En skipstransport av olje vil medføre en stor økning i skipstrafikken langs norskekysten og vil bety en vesentlig økt risiko for oljeutslipp. Økt oljevirksomhet og skipstransport vil også medføre økende utslipp av ulike miljøgifter i regionen. Avhengig av miljøgiftenes kjemiske tilstandsformer kan denne tilførselen føre til biologisk opptak og transport i næringskjeder, akkumulering i organismer, samt subletale eller letale effekter på organismer. Topp-predatorer i de arktiske marine næringskjeder, som pattedyr- og sjøfuglarter, er spesielt utsatt for miljøgifter. I tillegg representerer marine organismer som næringsmidler en viktig kilde for overføring av miljøgifter til mennesker. Tilførsler av organiske miljøgifter og tungmetaller til det marine arktiske miljø skjer først og fremst fra industrielle virksomheter, jordbruk og befolkningssentra. For radionuklider og tungmetaller finnes det i tillegg naturlige kilder som også bidrar til belastning på det marine miljøet i nordområdene. De viktigste antropogene kilder for radionuklider i nordlige havområder er nedfall fra atmosfæriske prøvesprengninger, utslipp fra gjenvinningsanlegg, nedfall fra Tsjernobylulykken og dumping. Mens vi har lite kunnskap om radionukliders tilstandsformer har vi idag gode kunnskaper om tungmetallenes og organiske forbindelsers tilstandsformer. En stor andel av miljøgiftene som slippes ut i naturen havner i det marine miljø via direkte utslipp, transport via atmosfæren og via elveavrenning. Årlig isdanning og smelting av is er et typisk fenomen for Barentshavet. Den årlige transport av is fra Karahavet inn i Barentshavet, nord for Novaya Zemlya, er på 500 km3 mens den transpolare isdriften til Grønlandshavet er mye større (4000 til 5000 km3) (Vinje og Kvambekk, 1991). Fra russiske kystnære områder transporteres is til Barentshavet hvor den smelter ned om våren og sommeren. Forurensninger fra atmosfæren som avsettes i Karahavsregionen eller forurensninger fra de store russiske elver vil kunne bindes til sedimentpartikler og transporteres innefrosset i isen før den når smelteområdet i Barentshavet. Betydningen av denne transporten i forhold til feks. atmosfærisk transport, og hva som skjer med disse forurensningstoffene i smelte-områdene med hensyn til opptak, transport og sedimentasjon er lite kjent. For å sikre at menneskelig aktivitet ikke påfører de nordlige havområder alvorlige langsiktige skader er det nødvendig å overvåke miljøets tilstand og utvikling, samt å utføre konsekvens-vurderinger av ulik virksomhet og potensielle miljøtrusler. En hovedhensikt med overvåkingen vil være å sikre at man får en pålitelig oversikt over utviklingen i miljøsituasjonen, både når det gjelder tilstand og effekter. Overvåk-ningen må planlegges som en langsiktig og permanent aktivitet, selv om det periodevis vil være naturlig å øke innsatsen på enkelte særlig aktuelle områder. Det er viktig at det blir opprettet et antall faste basisstasjoner for overvåking slik at det blir mulig å få tidsserier av måledata som kan si noe om utviklingen over tid (trendover-våkning). Tradisjonelt har miljøet blitt overvåket ved at man registrerer nivåer av miljøgifter. I fremtidens overvåking er det et stort behov for å kunne koble informasjon om nivåer til kritisk forurensningsbelastning og biologiske effekter. For å kunne utføre en pålitelig og effektiv miljøovervåking og konsekvens-vurderinger på det marine økosystemet er det nødvendig å ha omfattende kunnskaper på flere fagfelt. Eksempler på dette er: data på utslippsmengdene som tilføres havområdene via elver, atmosfæren og fra andre kilder; informasjon om disse utslippenes kjemiske tilstandsformer i de forskjellige transportmediene; og geofysisk informasjon knyttet til meteorologi og transport av vann og is. Konsentrasjonene i miljøet og prosesser som styrer utvekslingen av miljøgifter mellom, luft, vann, sediment og biota under arktiske forhold er ikke nok kjent. Mange miljøgifter har generelt lav vannløselighet og høyt bindingspotensiale til partikler. Partikkeldynamikk og sedimentprosesser har derfor stor betydning for transport og biotilgjengelighet av stoffene. Informasjon om betydningen disse prosessene har for spredningen i arktiske havområder er lite kjent. For å kunne utføre effektive tilstands- og konsekvensvurderinger er det nødvendig å identifisere de mest sårbare deler av økosystemet. Det vil derfor være viktig å få økt kunnskap om biologisk opptak og effekter av miljøgifter under arktiske forhold. Noen av de organiske miljøgiftene karakteriseres ved høy persistens, tendens til bioakku-mulering og at de kan gi alvorlige biologiske effekter. Virkninger som er rapportert hos dyr inkluderer nedsatt reproduksjonsevne, påvirkning av immunsystemer, nevro-toksiske effekter og kreftfremkallende virkninger. For ulike tungmetaller vil den biologiske effekten på organismer være forskjellig. Mens bly og kvikksølv påvirker nervesystemet settes kadmium i forbindelse med utvikling av forskjellige kreftformer hos mennesker. Når det gjelder radionuklider vil effekten først og fremst være bestemt av stråledosen. En lav stråledose vil kunne forårsake kreft eller genetiske skader mens en høy dose i tillegg vil kunne forårsake kromosom-skader, påvirkning av immun-systemet, fosterskader og sterilitet. Opptaket i de marine næringskjeder er kunnskap som er nødvendig i en samlet vurdering av biologiske effekter. I en vurdering av skadepotensiale er det viktig å belyse mengden (dosen) miljøgifter som overføres mellom trofiske nivåer samt om sammenhengen mellom tilstandsformer og biologisk opptak. De generelle prosesser som er med å styre opptak av organiske miljøgifter og radionuklider er rimelig godt kjent gjennom arbeider som er gjennomført i andre områder. Slike studier har imidlertid i liten grad vært gjennomført under artiske forhold. Informasjonen om biologiske effekter er også svært begrenset siden få slike studier er gjennomført i nordområdene. Viktig i denne sammenheng blir gjennomføringen av studier på biologiske effekter (individnivå) av miljøgifter som kan medføre virkninger på bestander og/eller økosystemer. Den ovenfor nevnte kunnskapsmangelen er påpekt både nasjonalt og internasjonalt. I Stortingsmeldingene "Om norsk polarforskning" (St.meld.nr. 42 1992-93) og "Om miljøvern på Svalbard" (St. meld. nr. 22, 1994-95) er dette fremhevet og pekt på som et problem for forvaltningen. I forbindelse med arbeidet med å etablere en nasjonal helhetlig og langsiktig miljøovervåking for de nordlige havområdene ble det tidlig påpekt at det burde igangsettes et arbeid for å tette flere viktige kunnskapshull. I en rapport til Miljøverndepartementet ble det foreslått å igangsette arbeidet med å tette sentrale kjente kunnskapshull som en første fase i et langsiktig overvåkingsprogram (SFT, NP, NRPA, 1995). Det blir her pekt på at en bedre kunnskap er nødvendig både for å kunne utforme mer effektive og målrettede overvåkingsprogrammer, og for å kunne analysere/vurdere innsamlede miljødata. I "Arctic Monitoring and Assessment Programme"(AMAP), har viktigheten av data om effekter på biota og behovet for overvåking av effekter vært understreket fra starten av (AMAP Report 93:3). Deltakerlandene har imidlertid i liten grad prioritert innsamling av data om effekter, og det er fortsatt store kunnskapsmangler på dette området, noe det bl.a. vises til i AMAPs rapport til Ministermøtet i 1996 (AMAP Report 96:1). Det sies her at mangelen på kunnskap om opptak, biotransformasjon, ekskresjon og effekter vanskeliggjør vurdering av konsekvenser. I det norsk-russiske miljøsamarbeidet vil bedre kunnskap om effekter av miljøgifter være viktig i forbindelse med en felles miljøovervåking av disse havområdene og gjennomføring av felles konsekvensvurderinger og risikoanalyser. Behovet for bedre kunnskap på dette området er påpekt i miljøstatusrapporten for Barentshavet og Kvitsjøen, et arbeid under Den blandede norsk-russiske miljøkommisjon (Lønne et al. 1997, in prep). En bedring av kunnskapsgrunnlaget m.h.t. opptak, kritiske belastningsnivåer og effekter av miljøgifter vil være viktig for å kunne støtte eller akselerere internasjonale kontrolltiltak av miljøgiftutslipp. En viktig del av basisgrunnlaget for slike beslutninger vil være å kunne estimere effekter av miljøgifter på individ og bestandsnivå på bakgrunn av observert forurensning (nivåer) i det fysiske miljø eller i organismer og/eller på bakgrunn av kjente utslipp til miljøet (dvs. koble påvirkning til virkning). På bakgrunn av de nevnte kunnskapsbehov og som en del av miljøforvaltningens arbeid med å utarbeide en helhetlig og langsiktig overvåking av miljøgifter i nordlige havområder nedsatte MD i oktober 1995 en arbeidsgruppe som ble gitt følgende mandat: Arbeidsgruppen skal vurdere behovene for mer kunnskap om transport av miljøgifter i den marine næringskjede og deres biologiske virkninger på det marine økosystem i Arktis. Arbeidsgruppen kan også trekke inn andre nasjonale fagmiljøer i arbeidet. Det skal utarbeides et forslag til program for å dekke de viktigste kunnskapshullene. Programmet bør inneholde forslag om fremdriftsplan med tilhørende kostnader. Det forutsettes at grensene mot forskning som foregår eller er planlagt innen program-området trekkes opp for å unngå dobbeltarbeid og sikre at prosjektene er relevante i forhold til forvaltningens behov. Dette gjelder særlig til NFRs arbeid med forsknings-program om økotoksikologi og nasjonalt strålevernprogram og tilsvarende forskningsamarbeid med Europakommisjonen (EU). MD har understreket at programmet skal bidra til å dekke miljøforvaltningens behov for kunnskap for å kunne etablere og drive en miljøovervåking og gi grunnlag for å vurdere konsekvenser av miljøgiftutslipp. Resultatene fra programmet, sammen med resultatene fra "Program for beregning av fysisk transport av miljøgifter i nordlige havområder" ("Transport and fate of contaminants in northern seas") (også utarbeidet i regi av MD) samt informasjon som AMAP vil fremlegge i 1997, bør kunne gi et faglig tilfredstillende grunnlag for utføring av fremtidig miljøovervåking av miljø-gifter i nordlige havområder. "Effektprogrammet" er tenkt gjennomført i løpet av en 3-4 års periode. MD har videre bedt arbeidsgruppen om å prioritere mellom de forskjellige identifiserte kunnskapsbehovene. 1.3 Mål, avgrensninger og presiseringer Arbeidsgruppen har på bakgrunn av mandatet formulert en hovedmålsetning. Det har også vært behov for å presisere samt avgrense arbeidsgruppens arbeid av både praktiske og budsjettmessige grunner. Det overordnede målet for programmet er å: Fremskaffe nødvendig kunnskap for norske myndigheter om miljøgifters vandring i arktiske marine næringskjeder og deres virkninger på marine økosystemer i Arktis, - herunder også mulige konsekvenser for mennesker. Hensikten med programmet er å bidra til at myndighetene får et tilfredstillende kunnskapsgrunnnlag for å:
Kunnskapen som bygges opp er primært tenkt å dekke miljøforvaltningens behov. Den bør også dekke viktige kunnskapshuller hos fiskeri- og helsemyndighetene. 1.3.2 Avgrensninger og presiseringer av mandat Geografisk vil programmet i hovedsak rettes mot problemstillinger i norske områder, dvs. vestlige deler av Barentshavet. Undersøkelser av transport/effekter av miljøgifter i næringskjeder i Karahavet og i Pechorahavet inkluderes kun i den grad dette vil gi betydelig informasjon for norske interesser i Barentshavet. Dagens tilgjengelige informasjon om observerte nivåer i organismer og i det fysiske miljøet skal være grunnlaget for utforming av studier om transport og effekter i arktiske næringskjeder. Kartlegging av nivåer skal bare inkluderes når det direkte inngår som en del av effekt- eller transportstudier, eller som en kartlegging av potensielt nye miljøproblemer som et grunnlag for prioritering i et langsiktig overvåkingsprogram. "Screening". Avgrenset undersøkelse for å avklare om vi har et problem eller ikke. Det skilles her mellom en "screening" og en grunnlagsundersøkelse som er første trinn i en langsiktig overvåking (dvs. referanse fra overvåkingsdata). Arktiske organismer omfatter organismer på alle trofiske nivå i arktiske marine nærings-kjeder. Programmet vil fokusere på utvalgte arter på bakgrunn av deres verdi som indikatorer i overvåking, og evt. deres betydning i overføring av miljøgifter til mennesker. Miljøgifter vil i programmet omfatte både persistente organiske forurensningsstoffer, radionuklider og tungmetaller. Programmet fokuserer på et utvalg av komponenter/ stoffer. Utvalget er gjort på bakgrunn av en kunnskapsgjennomgang av stoffene som beskriver stoffenes egenskaper, kilder, bioakkumulering og deres effekter på organismer (se kap. 2 Kunnskapsstatus). For vurdering av stråledoser og effekter av radionuklider fokuseres det mot ulykkesutslipp. Transport i næringskjeden. Arbeidsgruppen mener at begrepet "transport" må tolkes videre enn begrepet akkumulering. Med transport menes de grunnleggende prosesser for opptak, (flux) og eksponering av miljøgifter i næringskjedene, inkl. evt. beregning eller/anslag av doser i næringskjeden (belastning/eksponering). Dette avgrenses igjen mot fysisk transport av miljøgifter via havstrømmer, is etc. Sistnevnte problemområde ivaretas av programmet "Program for beregning av fysisk transport av miljøgifter i nordlige havområder/Transport and fate of contaminants in the northern seas". Effekter. Programmet vil omfatte biologiske effekter på cellulære prosesser og på organismenivå. Dette vil danne grunnlaget for å vurdere bestands- og økosystemeffekter. Kostnadsrammer for programmet er ikke gitt. Arbeidsgruppen har derfor utarbeidet et sett med prioriteringer til bruk i utvelgingen av prosjekter. Koordinering mot andre program. For å unngå dobbeltarbeid og sikre at prosjektene er relevante i forhold til forvaltningens behov vil programmet koordineres med prosjekter under AMAP, NFRs program for økotoksikologi, Den blandede Norsk-Russiske Miljøkommisjon, Polarmiljøsenterets senterprogram i økotoksikologi, Havforskningsinstituttets arbeidsprogram (spesielt HIs arbeidsgruppe for transport og effekter av miljøgifter i marine næringskjeder), Strålevernets overvåkingsprogram (særlig deres arbeid i forbindelse med AMAPs statusrapport), Nordisk Kjernesikker-hetssamarbeid (NKS) og arbeidet med Norsk Polarinstitutts økotoksprogram. Viktig i denne gjennomgang vil være å identifisere viktige områder/prosjekter som ikke er realisert/finansiert gjennom de programmer som nå er i gang (per 1/1-97). Utføring av programmet må sees i sammenheng med eksisterende miljøovervåking i nordlige havområder og prioriteringen av prosjekter vil skje med tanke på denne og fremtidig miljøovervåking. Havforskningsinstituttet har et langsiktig program på miljøovervåking i Barentshavet som baserer seg på en del faste snitt i kombinasjon med periodevise regionale dekninger. Målingene på de faste snittene som tas 1-6 ganger årlig omfatter, salt, temperatur, næringssalter, plante- og dyreplankton. De regionale dekningene omfatter i tillegg målinger av radionuklider, organiske miljø-gifter og tungmetaller i biota og sediment. Norsk Polarinstitutt gjennomfører som en del av AMAP miljøovervåking av sjøfugl og terrestre- og marine pattedyr i nordom-rådene. Denne overvåkingen er tenkt gjennomført hvert 5. år. SFT har satt i gang et antall kortvarige programmer gjennom AMAP for å tette eksisterende kunnskapshull m.h.p. status for miljøgifter. Gjennom SFTs "Handlingsplan for forurensede sedimenter" kartlegges miljøgifter i nord-norske havner. Likeledes har Joint Assessment and Monitoring Programme (JAMP) løpende overvåking på et stort antall kyststasjoner nord for Lofoten som også omfatter tungmetaller. Statens Strålevern i samarbeid med Institutt for Energiteknikk, Havforskningsinstituttet og Fiskeridirektoratet gjennomfører hvert år et kontrollprogram for måling av radioaktivitet i fisk, hval, reker, tang og sjøvann. Programmet må også holdes orientert om, og om nødvendig, koordineres i forhold til det påfølgende arbeid med å utvikle et nasjonalt program for overvåking av biologisk mangfold. Dette arbeidet drives i regi av DN. Langtransportert forurensning til Arktis og delvis lokale tilførsler, har resultert i til dels høye nivåer av organiske miljøgifter i dyr som representerer topp predatorer i de marine næringskjeder. Interessen for forekomsten av organiske miljøgifter i Arktis skyldes blant annet en bekymring for at befolkningsgrupper i området pga. marine næringsmidler vil være utsatt for negative effekter som følge av kronisk eksponering. Nivået av PCB i blod i grupper av eskimoer har overskredet grenseverdier satt av helsemyndighetene i USA/Canada (Kinloch et al., 1992). Befolkningsgruppene i nord har fisk og til dels marine pattedyr som en vesentlig del av sin diett og organiske miljøgifter har en tendens til å anrikes i marine næringskjeder. Stoff som PCB har vært forbundet med alvorlige biologiske effekter i blant annet sel og fugl som lever i forurensete områder som i Østersjøen og den sydlige delen av Nordsjøen (Reijnders, 1983; Bosveld & Van den Berg 1994). Organiske miljøgifter utgjør en stor gruppe komponenter med ulikt opphav og anvendelse. Flere av stoffene er fremstilt syntetisk for spesielle formål. I Arctic Monitoring and Assessment Programme (AMAP) er det gjennomført en vurdering av de organiske miljøgiftene som er mest aktuelle for undersøkelser i arktiske marine områder (AMAP, 1993). Listen av stoff omfatter polyaromatiske hydrokarboner (PAH), polyklorerte bifenyler (PCB), DDT og dens nedbrytningsprodukter DDE og DDD, hexaklorsykloheksaner (HCH), hexaklorbenzen (HCB), klordaner, dieldrin, toxafen og polyklorerte dibenzodioksiner og -dibenzofuraner (PCDD/PCDF). Det finnes en betydelig vitenskapelig litteratur om de fleste av disse stoffene både hva gjelder forekomst og egenskaper. Gode oversiktsartikler og bøker på temaet er tilgjengelig. I dette kapittelet om kunnskapsstatus oppsummeres dette kortfattet. Typisk for organiske miljøgifter er at de inneholder karbon, hydrogen og halogener som klor eller brom. Et av de få unntakene fra denne regelen er PAH som kun inneholder karbon og hydrogen. Stoffene karakteriseres ved at de er stabile og brytes sent ned i miljøet. De har ofte lav vannløselighet, høy fettløselighet og ofte lavt damptrykk. Samlet medfører dette at de relativt lett kan tas opp og akkumuleres i levende organismer. Detaljer om de fysisk-kjemiske egenskapene til stoffene er blant annet beskrevet av Howard (1991) og Mackay et al. (1992 a,b). PAH utgjør en blanding av komponenter som i hovedsak dannes ved ufullstendig forbrenning av fossilt brensel og organisk materiale, råolje kan også inneholde små mengder av i hovedsak lettere PAH. PAH transporteres til Arktis vesentlig via atmosfæren og er svært utbredt. Studier av PAH kan benyttes til å få informasjon om atmosfærisk avsetning over tid og rom i nordområdene. Årsaken til bekymringen omkring PAH skyldes at enkelte av komponentene er mutagene og/eller kreftfrem-kallende (NAS, 1972; Arcos & Argus, 1975). I Arktis har det vært mindre oppmerk-somhet omkring PAH enn de klorerte organiske miljøgiftene siden de ikke i samme grad bio-akkumuleres i næringskjeden. Stoffene er karakterisert ved at de kan metaboliseres og skilles ut relativt raskt (Varanasi, 1989). PCB er produsert i anslagsvis 1-2 millioner tonn siden stoffet ble introdusert i 1929. Tildels høye konsentrasjoner av PCB er funnet i arktiske topp-predatorer (Norheim et al., 1992; Gabrielsen et al., 1995) og stoffet vil finnes i miljøet i lang tid framover, til tross for utfasing og forbud mot ny produksjon og anvendelse. Biologiske effekter av PCB er dokumentert (Reijnders, 1983) og stoffet er ansett å være blant de toksiko-logisk mest viktige miljøgifter. Teoretisk kan PCB bestå av 209 enkeltkomponenter med ulik klor-substitusjon på bifenyl. Antallet PCB-komponenter som observeres i miljøprøver er vanligvis noe lavere (50-100 komponenter). Få organiske miljø-gifter er studert så grundig som PCB og stoffet kan derfor tjene som "modellsubstans". Erfaringer når det gjelder transport, spredning, effekt og endelig skjebne av PCB i miljøet kan iallefall delvis overføres til andre organiske miljøgifter med liknende egenskaper. DDT ble tatt i bruk som et insektmiddel i 1945. I Nord-Amerika og Europa har bruken av stoffet vært svært begrenset eller forbudt de siste ca. 20 år på grunn av negative virkninger på miljøet. Stoffet produseres og brukes fremdeles i Asia, Afrika, Mellom- og Sør-Amerika. DDT, og nedbrytningsproduktene DDD og DDE, lagres i fettet til fisk, fugl og pattedyr. Høye konsentrasjoner av DDE i fugl er blitt forbundet med fortynning av eggeskall, nedsatt klekkesuksess og andre biologiske effekter. Siden DDT fortsatt brukes, kan stoffene nå Arktis ved atmosfærisk transport og nedfall. Teknisk HCH som har vært brukt som plantevernmiddel, er en blanding av vesentlig a -, b -, g -HCH. I vestlige land har bruken av teknisk HCH vært forbudt eller begrenset siden slutten av 1970-årene, men stoffet brukes fremdeles i utviklingsland. Den mest bestandige isomer er b -HCH. Lindane (g -HCH), som er den viktigste biologisk aktive isomer, benyttes fremdeles i Nord-Amerika og Europa. HCH har litt lavere bioakku-muleringspotensiale enn mange andre organiske miljøgifter og er noe mer vann-løselig, selv om vannløseligheten innenfor gruppen varierer noe. Disse faktorene gjør HCH spesielt interessant som modellsubstans for modellering av transport i vann-masser. Konsentrasjonene av HCH i arktisk biota er lave sammenlignet med nivåene av f.eks. PCB og DDE. HCB er et biprodukt som dannes i forbindelse med produksjon av lavere klorerte benzener og ved produksjon av enkelte pesticider. HCB tilføres også atmosfæren fra røykgasser som dannes i forbindelse med ulike forbrenningsprosesser. Stoffet har et høyt bioakkumuleringspotensial og lang halveringstid i biota (Niimi, 1987). Klordaner er en blanding av forbindelser. I USA var teknisk klordan i bruk frem til 1988. Enkelte av forbindelsene brytes sent ned i miljøet og klordaner er påvist i det arktiske miljø. Studier av chirale klordan-forbindelser kan gi informasjon om transport og "livsløp". Dieldrin er et plantevernmiddel som ikke lenger produseres i Nord-Amerika eller Europa. Stoffet er sent nedbrytbart i jord og har lang halveringstid i biota. Dieldrin kan også dannes som nedbrytningsprodukt av aldrin. Dieldrin er blant de mest potente kreftfremkallende stoffer innen gruppen klorerte hydrokarbon insekticider. I marine arktiske områder er de målte konsentrasjonene av dieldrin svært lave. Toxafen er et produktnavn på en kompleks blanding av polyklorerte bornaner. Stoffet var i omfattende bruk i USA frem til 1982 da det ble forbudt. Fremdeles benyttes stoffet i Mellom-Amerika, Øst-Europa og i det tidligere Sovjetunionen. Stoffet er spredt globalt kanskje i like stor grad som DDT og PCB. Undersøkelser i arktiske områder av Canada har vist at toxafen var det plantevernmiddel som ble funnet i de høyeste konsentrasjoner i arktiske topp-predatorer (Muir et al. 1992). Analyser av torsk og polartorsk fra Barentshavet viser at fisken inneholder toxafen i konsen-trasjoner som kan sammenlignes med nivåene av PCB (Karlsson et al., in press). Foreløpig er imidlertid få undersøkelser av toxafen i europeisk Arktis gjennomført, blant annet på grunn av metodiske problemer med analysene. Det er heller ikke kjent i hvor stor grad stoffene medfører negative biologiske effekter på arktisk biota. De høye nivåene som er rapportert gir imidlertid grunn til økt bekymring, og det er behov for å få mer informasjon om nivåene også i norske havområder. PCDD/PCDF tilføres miljøet som biprodukter fra industrielle prosesser, ved forbrenning av organisk avfall og fra biltrafikk. Stoffgruppen er komplekst sammensatt av en rekke enkeltkomponenter med 2,3,7,8- tetraklorodibenzodioksin som den mest toksiske enkeltforbindelse. De registrerte nivåene av PCDD/PCDF i Arktis er svært lave. På grunn av den høye giftvirkningen overvåkes allikevel stoffene. Sammen med plane PCB-kongenere utgjør PCDD/PCDF de mest toksiske organiske miljøgifter som hittil er kjent. 2.1.2. Konsentrasjon og transport i næringskjeder Luft Flere vitenskapelige arbeider dokumenterer at det foregår en betydelig transport av forurensning til nordområdene via atmosfæren (Barrie et al., 1992; Pacyna & Oehme, 1988) Polare områder er spesielt utsatt for visse organiske miljøgifter gjennom prosesser som global fraksjonering og kuldekondensasjon (Wania & Mackay, 1993). Observasjoner av organiske miljøgifter i atmosfæren er utført på Spitsbergen, Hopen, Bjørnøya og Jan Mayen i årene 1982-84 (Oehme & Semb, 1989). Tidvis forhøyete konsentrasjoner kunne observeres samtidig for noen komponenter på flere av stasjon-ene, noe som indikerer langtransport av forurensning fra mer belastede tempererte områder gjennom episodiske hendinger som styres av blant annet meteorologiske forhold. Konsentrasjonen av a -HCH i luften på Spitsbergen (1982-84) kunne variere med en faktor på ca. 10 mens mindre variasjoner ble funnet for HCB og PCB. DDT/ DDE hadde verdier under målegrensen (Pacyna & Oehme, 1988; Oehme & Mano, 1984). Vann Organiske miljøgifter tilføres havet via elvetilførsler og ved direkte avrenning fra land, og havstrømmene kan transportere stoffene til Arktis (Roots, 1982). Transport via havstrømmer regnes som en langsom prosess sammenlignet med transport via atmosfæren. Konsentrasjonene av organiske miljøgifter i sjøvann er ofte svært lave (<1ng/l) noe som skyldes at de fleste stoffene har en lav vannløselighet og høy fettløselighet. Bare en liten del av stoffene foreligger løst i vannet, mesteparten vil være bundet til løst og partikulært organisk materiale. I sjøvann betyr dette at tran-sporten i stor grad styres av prosesser som styrer transport og omsetning av løst og partikkelbundet organisk materiale (Molven & Goksøyr, 1992). Det er fremdeles metodiske problemer knyttet til målinger av organiske miljøgifter i sjøvann, og slike analyser har i liten grad vært inkludert i overvåkings-programmer. Gaul (1992) fant at HCH med opprinnelse i fra utslipp til Nordsjøen, transporteres til Barentshavet med den norske kyststrømmen. I 1985 var summen av a - og g -HCH i Nordsjøen 4.8-6.2 ng/l, 2.3-3.8 ng/l langs norskekysten og 1.2-1.8 ng/l i Barentshavet. Havområdene langs kysten av Sibir inneholder HCH tilnærmet likt nivåene i Barentshavet (Vlasov & Melnikov, 1990). Svakt forhøyede verdier av HCH ble funnet ved elvemunningene til Ob & Gydian (4.0-4.5 ng/l) som kan bety noe tilførsel til Arktis via russiske elver. Sediment Partikkelbundete organiske miljøgifter har en tendens til før eller siden å sedimentere fra vannmassene og ende opp i marine bunnsedimenter. Analyser av sedimenter har derfor vært benyttet til å følge forurensningsbelastningen i ulike områder. Analyser av PAH i overflatesediment fra Barentshavet viser at bunnen i et område sør av Svalbard inneholder relativt høye konsentrasjoner av alkylerte naftalener (Klungsøyr et al., in press), noe som kan forbindes med olje- og kullkilder. Nivåene av usubstituerte 4- til 6-ring PAH i Barentshavet var lave, med unntak av perylen som ble funnet i noe høyere konsentrasjoner (max. 287 ng/g tørrvekt) på enkelte stasjoner. Nivået av perylen er imidlertid ikke høyere enn det som er rapportert for marine sedimenter i enkelte andre åpne havområder (Venkatesan, 1988) og behøver ikke nødvendigvis å skyldes forurensning siden stoffet også kan dannes naturlig (Laflamme & Hites, 1978). De høyeste konsentrasjonene av benzo(a)pyren (max. 41 ng/g tørrvekt) ble funnet i smeltesonen for is sentralt i Barentshavet, noe som kan indikere at utsynkning av partikkelbundet forurensning skjer langs iskanten i forbindelse med issmelting. Sedimenter fra Barentshavet er analysert mhp. innhold av PCDD/PCDF og resultatene er sammenlignet med tilsvarende prøver fra Nordsjøen (Oehme et al., 1993). Konsentrasjonene i Barentshavet var svært lave (0.5 pg/g tørrvekt 2,3,7,8-tetraklordibenzodioxin ekvivalenter) og viste små geografiske forskjeller. I Nordsjøen (Skagerrak) lå nivåene vesentlig høyere enn i Barentshavet. Ut fra mønsteret av PCDD/PCDF komponenter ble det konkludert at atmosfærisk transport er den mest sannsynlige transportveien av stoffene til Barenthavet (Oehme et al., 1993). PCB (sum 13 enkeltkomponenter) er analysert i sedimentprøver fra Barentshavet og Norskehavet og konsentrasjonene var svært lave (<0.4 ng/g tørrvekt) på alle stasjonene (Stange et al., 1996; Stange & Klungsøyr, in press). Basert på de begrensede datamengder som foreløpig er tilgjengelig om klorerte organiske miljøgifter i sediment fra nordlige norske havområder synes det som om nivåene er lave. Biota Informasjon om nivåene av organiske miljøgifter i biota fra nordområdene er oppsummert av blant annet Muir et al. (1992), Klungsøyr et al. (1995) og Savinova et al. (1995). En overveldende del av miljøgifts-studiene som har vært utført til nå i det arktiske marine miljø har fokusert på organismer høyt oppe i næringskjeden. Spesielt belastet er arter som isbjørn (Nordheim et al., 1992), sel (Espeland et al., 1994) og polarrev (Wang-Andersen et al., 1993). Høyt innhold av miljøgifter er også funnet hos enkelte sjøfuglarter (Gabrielsen et al., 1995). Alle disse organismene kan sies å tilhøre topp predatorer i arktiske marine næringskjeder. Konsentrasjonene av organiske miljøgifter i fisk fra Norskehavet (Stange et al., 1996) og Barentshavet (Stange & Klungsøyr, in press) viser at fisken inneholder lavere konsentrasjoner av PCB, DDT/DDE, klordaner og HCH enn fisk i Nordsjøen (De Boer, 1988). De høyeste verdiene ble funnet i lever av torsk fra Haltenbanken, Finnmarkskysten og langs kysten av Kola. En "gjennomsnitlig" torskelever fra Barentshavet inneholder 273 ng/g PCB (sum 13 komponenter). Polartorsk og gapeflyndre inneholdt lavere konsentrasjoner enn torsk. Undersøkelser av organiske miljøgifter på lavere trofiske nivåer enn fisk er i liten grad gjennomført i nordlige norske havområder. Forståelse av opptak og transport av organiske miljøgifter i de marine næringskjedene i Arktis er nært knyttet til kunnskap om lipider og lipiddynamikk. Beskrivelse av sammensetning av lipider og fettsyrer i prøver på ulike trinn i næringskjeden vil være en sentral oppgave for å forstå omsetning og effekter av miljøgiftene. Organismene bygger opp fettreserver i en relativt kort vår/sommer periode og forbruker disse reservene om høsten/vinteren når næringstilgangen er begrenset. Siden de organiske miljøgiftene er så tett knyttet til fett /lipider så kan det tenkes at miljøgiftene "gjemmes bort" i fettet når fettreservene bygges opp og "aktiviseres" når fettet forbrukes. Organismer som har tatt opp organiske miljøgifter vil prøve å skille disse ut enten uforandret eller ved å modifisere stoffene og gjøre dem mer vannløselige (metabo-lisme) for lettere å kunne skille stoffene ut. Dette skjer gjennom såkalte fase 1 og fase 2 reaksjoner. Visse enzymer i cytokrom P450-systemet katalyserer fase 1-reaksjoner, mens glutation-S-transferase katalyserer fase 2-reaksjoner. De to overnevnte system-ene er blant de viktigste avgiftningssystemene for fremmedstoff i levende organismer og har også en rekke andre endogene funksjoner. Spesifikke isoenzymer i cytokrom P450-systemet induseres av miljøgifter og har derfor i økende grad blitt benyttet som biomarkører for forurensning. Et eksempel på bruken er nylig utførte studier av PCB i polarbjørn (Letcher, 1996). Spesielt i kaldblodige dyr vil effektiviteten av avgiftnings systemene og andre cellulære funksjoner, og følgelig også de potensielle biologiske effektene, avhenge av temperaturforholdene. Få studier av temperatureffekter er gjennomført. Det har i flere år pågått omfattende forskningsaktivitet omkring effektene av organ-iske miljøgifter, og det foreligger en betydelig vitenskapelig litteratur om stoffene. En generell oversikt over biologiske/biokjemiske effekter av organiske miljøgifter er beskrevet i blant annet Molven & Goksøyr (1992), mens egenskaper og giftvirkninger av klorerte plantevernmidler er beskrevet i Hayes & Laws (1991). De fleste studier på effekter av organiske miljøgifter har foregått i tempererte områder nær utslippskildene i den industrialiserte delen av verden. Arktiske havområder har tidligere vært ansett som relativt rene og upåvirket. Få effektstudier er derfor utført direkte på organismer som lever i Arktis. Effektene av organiske miljøgifter vil avhenge av eksponeringstiden og dosen den enkelte organisme utsettes for. Mikro-organismer og plankton kan eksponeres ved kontakt med løste organiske miljøgifter i sjøvann (f.eks. HCH) og ved direkte kontakt med forurensete partikler i vann og bunnsediment (f.eks. PCB). Opptaket skjer direkte gjennom lipidrike membraner. Dyreplankton og virvelløse dyr akkumulerer organiske miljøgifter ved de samme mekanismene og i tillegg gjennom aktivt fødeopptak. For fisk og dyr høyere i den marine næringskjede er fødeopptaket som oftest den vesent-lige opptaksmekanismen for organiske miljøgifter. Marine organismer har ulik evne til å kvitte seg med organiske miljøgifter som taes opp gjennom føden (Boon et al., 1989). Typisk for mange organiske miljøgifter er at de både metaboliseres og skilles ut sent. Dette gjør at stoffene bioakkumuleres og biomagnifiseres. Biologiske effekter av organiske miljøgifter kan forenklet klassifiseres i tre nivåer: Biokjemiske-, fysiologiske/patologiske- og økologiske effekter (Molven & Goksøyr, 1992). Den direkte effekt skjer på det biokjemiske/subcellulære plan og det er utviklet spesifikke metoder som kan si noe om potensielle effekter på dette nivået. Cytokrom P450 kan måles ved hjelp av flere metoder. De kan alle anvendes for å få indikasjoner på eventuelle effekter av enkelte organiske miljøgifter. PCB-komponenters virkning på bl.a. marine pattedyr (Boon et al., 1992) kan belyses ved slik metodikk. Slike målinger kan være nyttige siden de gir en relativt hurtig respons på forurensning ("early warning"), selv om responsen ikke nødvendigvis gir informasjon om hvilke miljøgifter som bidrar til effekt. Foreløpig er kunnskapen begrenset til betydningen slike biomarkører har for individets tilstand og evne til overlevelse. Responsen kan ses på som en forsvarsmekanisme og det er kanskje først når disse forsvarsmeka-nismene overbelastes at effekter på individ, populasjon og økosystem vil kunne oppstå. Kunnskapen om slike og andre effekter på arktiske marine organismer er mangelfull. I områder med høyere forurensningsbelastning har man observert direkte økologisk relevante effekter som nedsatt reproduksjonsevne hos populasjoner av marine pattedyr og sjøfugl (Reijnders, 1983; Martineau, 1987; Peakall & Fox 1987; Fox 1993). Målinger av biologiske effekter i marint miljø representerer en betydelig faglig utfordring på grunn av kompleksiteten i de naturlige økosystemene. Spesielle forhold, som ekstreme sesongvariasjoner og lange sultperioder, er faktorer som kan ha betyd-ning for hvordan organiske miljøgifter påvirker organismer i arktiske områder. Organ-iske miljøgifter har en tendens til å transporteres til de fettrike deler av organismen og fordelingen vil avhenge av fettfordeling. Omsetning og store sesongmessige fluktua-sjoner av fettinnhold i arktiske marine organismer kan ha spesiell betydning for effektene de organiske miljøgiftene kan medføre. Det kan tenkes at stoffene "gjemmes" i fettet til deler av året og "frigjøres" når fettet forbrukes. Siden fordel-ingen og omsetningen av fett kan være forskjellig i samme art fra tempererte og arktiske områder, og være forskjellig mellom ulike arter, kan dette ha betydning for overførbarheten av kunnskapen om effekt mellom områder og mellom arter. Med hensyn til miljøgifter hos arktiske dyr er den største bekymringen knyttet til organiske miljøgifter og særlig PCB’er. PCB er funnet i høye nivåer hos topppre-datorer som polarmåker og isbjørn i den sørvestlige delen av Svalbard (Skaare et al., 1994; Gabrielsen et al., 1995). Tilstedeværelse av høye nivå av PCB forårsaker størst bekymring siden en ikke kjenner arktiske dyrs toleranse for disse miljøgifter. Siden PCB er svært lipofil kan de lett passere cellemembraner og derved påvirke sentrale biologiske prosesser. PCB kan påvirke immunsystem, enzymsystem, vitaminer og hormonstatus og dermed påvirke reproduksjonsevnen. Hos isbjørn studert i Svalbard området viser foreløpige resultater at vitamin og hormonstatus er korrelert til PCB-belastning hvor en antar at høye PCB nivåer kan ha en negativ effekt på isbjørnes reproduksjon i dette området (Skaare et al., 1994). Hos arktiske fugler mangler en slike data, men studier av måker og terner i Great Lake området viser en klar påvir-kning av PCB på immun-, vitamin- og hormonstatus hos fuglene der (Fox, 1993). Hormonforstyrrelser og reproduksjonseffekter er også påvist i fisk fra Great Lakes som danner næringsgrunnlaget for disse fuglene (Colborn et al., 1993). For å kunne avdekke en potensiell effekt på reproduksjon på feks. isbjørn og sjøfugl, må derfor kontrollerte biologisk-effekt studier kombineres med økologisk-effekt studier (dvs. studier på individ og populasjonsnivå). Slike studier er viktig å gjennomføre for å få avdekket hva som er den kritiske belastningsgrense (tålegrense) for ulike organis-mer under arktiske forhold. Kontrollerte studier er også viktig i forbindelse med utvikling av feltmetoder for overvåking av biologiske effekter. Valg av metoder for overvåking av organiske miljøgifter vil kunne variere avhengig av overvåkingens målsetning. Overvåkingen har til nå i hovedsak bestått i beskrivelse av geografiske og tidsmessige trender (tilstandsovervåking) ved analyser av nivåer i sedimenter, skalldyr, fisk og tildels dyr høyere opp i næringskjeden (sjøfugl, isbjørn). Der hensikten har vært å vurdere doser til mennesker så har analyser av fisk og skall-dyr vært spesielt viktig. Metodikkene for tilstandsovervåking og vurdering av helse-risiko er rimelig godt utviklet for de fleste kjente organiske miljøgifter, og internasjo-nale retningslinjer er utarbeidet for hvordan slik overvåking skal gjennomføres. For marine pattedyr og sjøfugl eksisterer det foreløpig ikke alment aksepterte retnings-linjer for hvordan prøvetaking skal foretas. Når det gjelder analysemetoder for enkelte komplekse stoffgrupper, som feks. toxafen, gjenstår det fremdeles noe arbeid med dokumentasjon, standardisering og harmoniser-ing før slike analyser kan/bør inngå i rutinemessig langsiktig overvåking. Analyser av vann og partikler er spesielt aktuelt i forbindelse med transportstudier. Metodene for analyser av organiske miljøgifter i vann er fremdeles mangelfullt utviklet. Koblingen mellom forekomst av forurensning og effekter på miljøet representerer fremdeles en betydelig faglig utfordring. Metoder for overvåking av biologiske effekter av organiske miljøgifter er fremdeles under utvikling. En rekke metoder anvendes for å dokumentere effekter hos marine organismer. Det er ikke sannsynlig at noen enkeltstående bioeffektmåling vil kunne tilfredstille kravene til et storskala over-våkningsprogram. En bredt sammensatt spektrum av målinger av ulike bioeffekter som baseres på forskjellige aspekter ved eksponeringen vil være nødvendig for for-ståelse av miljøresponsen. Det er spesielt viktig å få undersøkt organismer som mottar den største belastningen, og å få kartlagt hva det er som utgjør økologisk relevante overvåkingsparametre. Behovet for å fremskaffe gode metoder for målinger av biolog-iske effekter og utvikle metoder som tidlig kan gi varsel om forurensningsstress er viktig, noe som har vært understreket i flere internasjonale fora som arbeider med miljøspørsmål. Utprøving av metoder for biologisk effektovervåking bør inngå i en første fase av et fremtidig overvåkingsprogram for nordlige havområder. I det marine miljøet finnes en rekke naturlig forekommende radionuklider (40K, uran- og thorium-isotoper samt en rekke datterprodukter) hvorav særlig 210Pb og 210Po er de viktigste dosebidragsytere. I tillegg finnes en rekke antropogene radionuklider som skyldes atomvåpen- og kjernekraft-virksomhet. I de fleste tilfeller er det 137Cs , 90Sr, 241Am og 239,240Pu som har størst dosemessig betydning, men generelt avhenger dette av utslippets nuklide-sammensetning, fysiske halveringstider, tilstandsformer, biogeokjemiske egenskaper og radiologisk giftighet. I Arctic Monitoring and Assessement Programme (AMAP) er 137Cs vurdert som høyeste prioritet for overvåk-ing i alle deler av det marine miljøet. 90Sr har høyeste prioritet i vann, mens 239,240Pu skal prioriteres i spesielle situasjoner eller områder. De viktigste kildene som bidrar til kontaminering av antropogene radionuklider i de nordlige havområder er:
Både mengden radionuklider og radionuklidenes tilstandsformer er avhengig av kilden og transformasjonsprosesser som skjer under transport. Nedfall fra atmosfæriske prøvesprengninger og Tsjernobyl-ulykken ble tilført som direkte nedfall på havover-flater (partikler, kolloider, ioner i nedbør), og transportert med havstrømmer fra sørlige havområder (kolloider og ioner), ved avrenning fra land eller fra nedslags-feltet til elvene Ob og Yenisey (sedimentpartikler, kolloider, ioner i ferskvann). Overalt i de nordlige havområder ser en spor etter bombenedfallet i de øvre 10 cm av sedimentene. De viktigste radionuklidene i nedfallet fra prøvesprengninger er 137Cs og 90Sr. Prøvesprengningene er også den viktigste kilden til 239,240Pu i Arktis. I nedfallet etter Tsjernobylulykken var det lite 90Sr, og de to cesiumisotopene 137Cs og 134Cs har hatt størst betydning (134Cs har ca. 2 års halveringstid, og har etterhvert mindre betydning) . Utslipp fra gjenvinningsanlegg i England (Sellafield, Dounreay) og Frankrike (La Hague) er hovedkilden for tilførsel av fisjonsprodukter til Nordsjøen, og videre med den norske kyststrømmen til Barentshavet (UNSCEAR, 1993). Disse kildene har bidratt til radioaktiv forurensning særlig av 137Cs, i de nordlige havområder de siste 40 år, med størst utslipp i 1974-1978. Utslippene har vært vesentlig lavere de siste 10 år. En stor del av utslippet var radioaktive partikler som ble avsatt utenfor anleggene, mens mobile tilstandsformer (ioner, kolloider) ble transportert med vannmassene. De kontaminerte sedimentene i Irskesjøen representerer imidlertid en sekundær kilde hvor radionuklider, f.eks. 137Cs, 90Sr, 241Am og Pu-isotoper, kan mobiliseres over tid (Hunt & Kershaw, 1990). Tilførsel av radionuklider med elvene Ob og Yenisey som skyldes direkte-utslipp til elvesystemene fra atomanlegg i Ural og Sibir og atomulykker, særlig før 1961, er omdiskutert. Utslippet har vært betydelig og transport under flomepisoder er sann-synlig; 90Sr har større mobilitet enn de andre nuklidene av betydning, og kan derfor lettere og raskere transporteres via elver over lange avstander. På basis av Norsk-Russisk samarbeid om undersøkelser av dumpet radioaktivt avfall i fjordene på Øst-kysten av Novaya Zemlya, vet vi at sedimentene nær de fleste lokali-serte dumpede objekter og spesielt i området hvor metallbeholdere er dumpet, så er sedimentene kontaminert (JRNEG,1996). Forurensningen er inhomogent fordelt og radioaktive partikler finnes i sedimentene. Etterhvert som korrosjonen øker ventes økt lekkasje fra avfallet, både i form av partikler, kolloider og ioner. De viktigste radio-nuklidene i det dumpede radioaktive avfallet er 137Cs, 60Co, 239,240Pu og 90Sr. Nordvest-Russland har vært og er preget av en svært omfattende nukleær virksomhet, som bl.a. omfatter over hundre reaktordrevne fartøy, Kola Kjernekraftverk, lager-plasser for radioaktivt avfall, tidligere militære og sivile prøvesprengninger og trolig oppbevaring av kjernevåpen. Store mengder høyradioaktivt avfall (brukt reaktor-brensel) oppbevares på en lite tilfredsstillende måte. I tillegg kan radioaktiv forurens-ing tranporteres fra reprosesseringsanlegg i Sibir via de store elvene Ob og Yenisey. Selv om det nåværende nivået av radioaktiv forurensing i de nordlige havområder er lavt, representerer de potensielle kilder en viss grunn til bekymring. Vi har ikke tilstrekkelige kunnskaper eller modellverktøy til å kunne gi en god nok vurdering av hvilke konsekvenser et alvorlig utslipp av radioaktive stoffer i Barents-havet kan forårsake. Under et «worst-case scenario» kan man ikke utelukke at man kan få konsentrasjoner av radioaktivt cesium i fisk som overstiger våre nåværende tiltaksgrenser i deler av Barentshavet. Kollektivdosene som følge av et utslipp i dette området kan også bli høyere enn ved utslipp i andre havområder, fordi det tas store mengder fisk her. Ved en eventuell ulykke med kjernevåpenmateriale kan man også tenke seg et utslipp dominert av 239Pu og noe 241Am. For å kunne vurdere konsekvenser av en atomulykke og eventuelt iverksette tiltak (ev. forebygge ulykker) må vi karakterisere kilden (mengder og sammensetning, tilstandsformer), ha kunnskap om transportprosesser og spredningsmønstre, biologisk opptak og overføring til marine næringskjeder og sammenhengen mellom stråledose og effekter for marine biota og for mennesker som spiser marine organismer. 2.2.3. Konsentrasjon og transport i næringskjeder I litteraturen foreligger en stor mengde data om konsentrasjoner av enkelte radionuklider i marine organismer særlig fra sørlige havområder og spesielt fra 1950-60 årene med atmosfæriske kjernevåpentester og i forbindelse med aktiv dumping av radioaktivt materiale i havet. I tillegg finnes en rekke data knyttet til utslipp av radionuklider fra anlegg i England dvs Sellafield og Dounreay, (UNSCEAR 1993; Kershaw & Baxter, 1993; Dahlgaard, 1993) og Frankrike, hovedsaklig La Hague, (UNSCEAR, 1993; Guegueniat et al., 1995). Informasjoner fra de nordlige havområder er imidlertid begrenset, og det er også behov for nye estimater av bakgrunnsnivåer knyttet til bombenedfallet (Kershaw et al., 1995). Det antas imidlertid at det finnes mange upubliserte data i Russland. I Nordatlanteren, Barentshavet og Karahavet er konsentrasjonene i sjøvann ca. 3-8 Bq/m3 137Cs, 3-5 Bq/m3 90Sr, 2-18 mBq/m3 239,240Pu og ca. 0.2-0.7 mBq/m3 241Am (JRNEG, 1993, 1994,1996; IASAP, 1997). Dette er betydelig lavere enn i Irskesjøen, Østersjøen og Nordsjøen (MAFF,1995; STUK,1993; NSTF, 1993). Vi har imidlertid liten kunnskap om radionuklidenes tilstandsformer og dermed biotilgjenge-lighet, både i sjøvann og sedimenter i de nordlige havområder. Sedimenter fra Barentshavet og Karahavet inneholder ca. 5-30 Bq/kg 137Cs, og ca. 0.4-3.1 Bq/kg 239,240Pu (JRNEG, 1993). Fordelingskoeffesientene mellom sediment- og vannfase, Kd, er ca. 5000 for 137Cs, 100 for 90Sr og 10 000 for Pu-isotoper (IASAP, 1997). I fjordene ved Novaja Zemlja i nærheten av det dumpede radioaktive avfallet er det påvist sedimenter med 10 000 ganger høyere konsentrasjoner av 137Cs og omtrent 10 ganger høyere konsen-trasjoner av 239,240Pu (JRNEG,1996) enn ellers i sedimenter fra Barents- og Karahavet. I Tsjernaja Guba på sørenden av Novaja Zemlja, hvor undervanns prøvesprengninger ble utført i 1950-1960 årene, er det påvist svært høye konsentrasjoner av 239,240Pu og 241Am (Smith et al, 1995). Dessuten er det sannsynlig at andre områder langs Kola-kysten er kontaminert lokalt. Radionuklidene kan foreligge i det marine miljø som partikler, kolloider og lavmole-kylære enkle former (ioner, komplekser). De lavmolekylære formene er mer mobile og tilgjengelige for aktivt opptak i f.eks fisk, enn partikler og kolloider. For filtrerende organismer vil retensjon av partikler og kolloider være viktig for overføring til næringskjeden. I de nordlige havområder er konsentrasjonen av Cs-og Pu-isotoper i sjøvann langt lavere enn i sedimenter. I områdene med kontaminerte sedimenter (fjordene ved Novaya Zemlya) vil eksponerings-potensialet for bunndyr være mange ganger høyere enn for vannlevende organismer. Kunnskap om opptaksmekanismer for radionuklider i marine organismer er mangel-full og radionuklidene har ulike egenskaper i det marine miljøet. På grunn av høy salinitet er 137Cs ganske løselig, og foreligger som regel som enkle Cs+-ioner i sjøvann som bl. a. kan tas opp over gjeller på fisk og krepsdyr. Ved nedfall kan også Cs-isotoper foreligge som partikler. Cesium-ionet bindes sterkt (fikseres) til leirmineraler, og tilførsel av suspendert materiale kan redusere aktivt opptak av Cs. Dessuten kan Cs transporteres som inerte kolloider i vannfasen, av betydning for filtrerende organismer. I sedimenter foreligger Cs som regel sterkt bundet til inerte sediment-faser, mens bl. a. bioerosjon kan bidra til opptak i bunndyr. I likhet med kalium anrikes cesium i organismenes muskelvev (dvs. den spiselige delen) og finnes derfor i marine næringsmidler. På grunn av høy salinitet i sjøvann er 90Sr hovedsakelig tilstede som Sr2+ -ioner som både er mobile og tilgjengelige for aktivt opptak. Binding til sedimentene er meget svak, og kontaminerte sedimenter må anses å representere diffuse kilder for 90Sr. Det er sannsynlig at opptaksmekanismene for Ca i marine organismer også benyttes for 90Sr. Generelt følger 90Sr kalsium og akkumuleres bl.a. i bein og skjell som vanligvis ikke konsumeres (unntak er fiskemel). Plutonium (Pu) kan foreligge som tre- og fireverdige ioner som har stor affinitet til partikkeloverflater. Pu bundet til partikler kan sedimentere nær kilden eller det kan transporteres som kolloider av betydning for filtrerende organismer. Pu kan også foreligge i høyere oksidert form (5 og 6 verdig) hvor speciene er langt mer mobile og tilgjengelige for aktivt opptak. Endringer i red/oks forholdene f. eks i kontaminerte sedimenter har derfor stor betydning både for mobilitet og biologisk opptak, og kan bidra til at Pu i sedimenter frigjøres. Pu er som regel sterkt bundet i sedimenter, men danner også komplekser med organisk materiale. Opptaksmekanismene for ulike Pu-specier i marine organismer er lite kjent. Det er imidlertid velkjent at bløtdyr og skalldyr tar opp transuraner som plutonium og americium langt mer effektivt enn fisk (MAFF, 1993). I følge Williams et al. (1988) er Am i sterkere grad enn Pu knyttet til partikler i Irskesjøen og sedimenterer i kort avstand fra kilden. Fordelingskoeffisienten (Kd ) for Am er også 20 ganger høyere enn for Pu (IASAP, 1997). Kunnskap om Am-isotoper i de nordlige havområder er mangelfull. Flere undersøkelser synes å vise et mønster der innholdet av mange radionuklider avtar mot høyere trofiske nivåer i akvatiske syste-mer (Poston & Klopfer, 1988). Plankton har generelt den største belastningen, mens fiskearter høyest i næringskjeden har det laveste innholdet av radionuklider i muskel-vevet. Dette gjelder ikke radiocesium, hvor konsentrasjonen synes å øke svakt fra lavere til høyere trofiske nivåer med en biomagnifiseringsfaktor på mellom 1 og 2 (Meili, 1994). Mange ekspedisjoner til nordlige havområder har omfattet kartlegging av radioaktiv forurensing i sjøvann og sedimenter, mens konsentrasjonsnivået av radionuklider i ulike trinn i de marine næringskjeder er langt dårligere dokumentert. Etter at påstander om dumping av radioaktivt avfall i nordområdene ble fremført, er kontrollprogrammet for fisk og tildels skalldyr blitt intensivert. Torsk fra Barentshavet inneholder omtrent 0.5-1.0 Bq/kg 137Cs, 0.1-0.2 Bq/kg 90Sr, og 0.001 Bq/kg 239,240 Pu (Sickel et al, 1995). Konsentrasjonsnivåene i Nordsjøen, Barentshavet og Karahavet var også høyere under bombenedfallet i 1950-60 årene og i 1980-årene som følge av de høye utslippene fra Sellafield i 1970-årene. Målinger av 137Cs i hval fanget utenfor Finn-mark og Kola i 1992 viste 0.9-3.4 Bq/kg (Sickel et al, 1995) , mens ulike hvalarter fanget i de nordlige havområdene i 1962 viste fra 2-3 Bq/kg til ca. 20 Bq/kg (Kummeneje, 1962). Tiltaksgrensen for 137Cs i de fleste matvarer er forøvrig 600 Bq/kg i Norge. For 90Sr, 239,240 Pu og 241Am er det ikke gitt egne norske tiltaksgrenser, men i Codex Alimentarius ligger grenseverdiene for 90Sr på 10-100 Bq/kg og for transuraner på 1-10 Bq/kg. For å beskrive overføring fra vann til biota benyttes konsentrasjonsfaktorer, CF, (Bq/kg biota per Bq/m3 vann). Konsentrasjonsfaktorene varierer imidlertid meget (Poston & Klopfer, 1988) og er avhengig av temperatur, vannkvalitet, salinitet, lys, total konsentrasjon og fysisk-kjemiske tilstandsformer av radionuklidene og stabile isotoper av samme element eller element med tilsvarende kjemiske egenskaper, samt biologiske faktorer som ulike trinn i næringskjeden og forskjeller mellom arter. I vann med lav salinitet er f. eks. konsentrasjonsfaktorene for 137Cs langt høyere enn i områder med høyere salinitet. Informasjon om konsentrasjonsfaktorer fra de nordlige havområder er imidlertid begrenset. Basert på eksisterende data (IASAP, 1997) er CF 30-300 for 137Cs i fisk, sjøfugl, sel og hval (våtvekt) og varierer innenfor 0.2-2 for 90Sr. Ifølge Kryshev (1995) er imidlertid konsentrasjonsfaktorene for 137Cs og 90Sr høyere for fisk i arktiske strøk enn i andre havområder. Diettmessige forskjeller og særlig omfang av bunndyr i dietten vil gi opphav til ulikheter. Det er åpenbart behov for å styrke denne kunnskapen som er nødvendig basis-informasjon for modeller om transport i arktiske marine næringskjeder. 2.2.4 Stråledoser og biologiske effekter Radioaktive stoffer sender ut ioniserende stråling som kan skade celler og det kan oppstå bl.a brudd på DNA-molekylet. Skaden kan repareres, eller cellen dør i forbind-else med deling. Reparasjonsmekanismene kan også medføre at celler får endrede egenskaper. Celler som deler seg er særlig utsatt for skader, slik at organer i vekst eller celletyper som produseres kontinuerlig er mest følsomme. Dette gjelder for alle organismer. Tradisjonelt har strålevernet konsentrert seg om vern av menneskers helse. Man har antatt at dersom man treffer tiltak som er tilstrekkelige til å beskytte mennesker, så vil også andre levende organismer være beskyttet. Dette gjelder ikke for miljøer der mennesker ikke er tilstede, f.eks i sedimenter på store havdyp. I den senere tid er det økt oppmerksomhet omkring miljømessige effekter av stråling og i FN-sammenheng arbeides det med dette problemområdet. Man kjenner godt de biologiske effektene av stråledoser på mennesker. Ved høye stråledoser gitt over kort tid kan man se såkalte deterministiske effekter, som blant annet gir opphav til svikt i immunsystemet (dose> 2Gy) , sterilitet (dose >0.3 Gy) og fosterskader (dose >0.1 Gy). En akutt stråledose på 6 Gy (helkroppsbestråling) vil alltid være dødelig for mennesker, men man kan tåle høyere doser dersom de gis som flere mindre enkeltdoser eller fordelt over lang tid. Med hensyn på deterministiske effekter (død, svekket immunforsvar, sterilitet) vet vi at ulike organismer har svært ulik følsomhet for stråling, hvor pattedyr er mest radio-sensitive, fulgt av fugler, fisk, krypdyr og insekter. Tilsvarende forskjeller finnes hos planter. I det marine miljøet har man identifisert noen typer fiskeegg og tidlige utviklingsstadier hos enkelte fiskearter og invertebrater som mest strålefølsomme. Her kan man se skader eller død ved doser i området 0.2-2 Gy (NRCC,1983). På populasjonsnivå vil evnen til reproduksjon rammes ved lavere doser enn det som fører til at organismene dør. Reduksjon i evne til reproduksjon hos akvatiske dyr er sannsynlig ved doserater i området 24-240 mGy/dag (IAEA,1988). Dette er svært høye doserater i forhold til det man forventer i det marine miljø. Doser til akvatisk biota fra naturlige radionuklider har vært estimert til maksimalt ca. 0.01 mGy/dag (NRCC,1983). Stråledoser til marine biota fra f.eks. globalt nedfall er trolig i de fleste tilfeller lavere enn dette igjen. Stokastiske effekter av stråling, d.v.s. økt risiko for langtidseffekter som f.eks. kreft og genetiske skader kan oppstå som følge av langvarig bestråling. Ved lave stråle-doser (<200 mGy) og doserater (<100 mGy/time) til mennesker benyttes vanligvis en modell som gir en lineær sammenheng mellom stråledose og risiko for kreft eller genetiske skader, og hvor det ikke er noen nedre terskelverdi for når skade kan oppstå. Ved svært lave doser er det vanskelig å påvise denne sammenhengen ut fra viten-skapelige undersøkelser, bl.a. fordi man har en generelt høy forekomst av kreft og genetiske skader som skyldes andre årsaker. Den lineære modellen er imidlertid sann-synliggjort ut fra teoretiske betraktninger og det er konsensus om å bruke en slik modell til strålevernsformål med hensyn på mennesker. I forbindelse med vurdering av effekter av stråling på miljø, vil spesielt kunnskap om strålingsinduserte mutasjoner (kromosomskader) være viktig. Genetiske effekter av stråling er påvist i dyreforsøk, men også her er det en relativt høy naturlig forekomst av tilsvarende effekter. En undersøkelse konkluderer med at ved en dose på 260 mGy til egg fra regnbueørret, dobles forekomsten av deformerte individer (NRCC,1983). Det er vanskelig å vurdere hvilke doser som er nødvendige for at mutasjoner skal få negative konsekvenser for en populasjon. Under visse forutsetninger vurderes det som lite trolig at man vil observere negative genetiske effekter ved doserater lavere enn 10 mGy/dag for populasjoner av akvatiske biota (NRCC,1983). Beregninger av doser til marine organismer forutsetter at man kan måle dosen eller utvikle en dosimetrimodell, der man tar hensyn til organismens geometriske form, intern bestråling fra inkorpo-rerte radionuklider og ekstern bestråling fra sediment eller vann. I Irskesjøen, der utslippene fra Sellafield bidrar til radioaktiv forurensing, har man beregnet doser til endel marine organismer, bl.a. planteplankton, pelagiske fisk og bunndyr (Woodhead,1973a). Woodhead (1973b) har også utført målinger av stråle-doser til utsatte organ i flyndre fra Irskesjøen (ca. 2.1 mGy/time til gonadene). Det viste seg at dersom man ikke tar hensyn til den eksterne bestrålingen fra sedimentene, ble dosen undervurdert med ca. tre størrelsesordener. Lignende beregninger av doser bør utføres for de nordlige havområder, der man velger de artene man anser har størst økologisk betydning og legger vekt på følsomme utviklingsstadier. I de nordlige havområder eksponeres marine organismer for komplekse blandinger av substanser som dels kan motvirke, addere eller forsterke effekter (synergisme) samt fysisk stress som knytter seg til klimaforholdene. Vi har liten kunnskap om samvirk-ende effekter mellom radionuklider, andre miljøgifter, og fysisk stress. Metoder for overvåking avhenger av formålet med overvåkingen. Når det gjelder radioaktiv forurensning i de nordlige havområder kan man tenke seg følgende mål for en overvåking:
Overvåking av radioaktiv forurensning foregår for en stor del ved å analysere prøver av vann og sedimenter. Ofte inkluderes også ulike biota. Hvis hensikten er å dokumentere stråledoser til mennesker eller innhold av radionuklider i marine næringsmidler, vil man spesielt være interessert i fisk, skalldyr og skjell. Tang, spesielt blæretang, er en mye benyttet indikatorart som oppkonsentrerer bl.a. radiocesium, og enkelte andre radionuklider. Ved å ta tangprøver i stedet for feks. Vannprøver kan man få noe informasjon om forurensningsnivået på en litt enklere måte. Blåskjell kan også i noen tilfeller benyttes som indikator for nivået av radioaktiv forurensning. Det er imidlertid ønskelig med mer kunnskap om hvordan innholdet av radionuklider i indikatorarter påvirkes av forskjellige faktorer. Hvis hensikten med overvåkingen er å vurdere doser til ulike biota, er det spesielt viktig at man undersøker innholdet av radionuklider i vann og særlig i sedimenter; For bunndyr vil det ofte være slik at det største bidraget til stråledosene mottas som ekstern stråling fra radionuklider i sedimentene. Vann skjermer godt for stråling, så det er bare innhold av radioaktive stoffer i vann/sediment helt i nærheten som har betydning. I tillegg til feltundersøkelser og analyser av prøver, er det vanlig å bruke modeller for å beregne feks. kortsiktige og langsiktige konsekvenser av radioaktiv forurensning for mennesker og miljø. Ved hjelp av modellverktøy kan man lettere identifisere hvilke parametre som bør inngå i et overvåkingsprogram. Den praktiske overvåkingen har betydning ved å verifisere eller korrigere modellberegninger. Et problem i forbindelse med modeller er at kvaliteten av beregningene er bestemt av parametre for bl.a. opp-tak og overføring av radionuklider i næringskjedene, og hvordan disse varierer med ulike faktorer. Ved å forbedre kunnskapen om opptak og overføring av radionuklider i næringskjedene og faktorer som påvirker dette, vil man kunne forbedre modell-beregningene, og dermed få sikrere og bedre kunnskap om stråledoser til mennesker, forventede nivåer av radionuklider i fisk og stråledoser til ulike biota. Sensitivitets-analyser knyttet til modellarbeid vil også kunne bidra til å identifisere nøkkelpara-metre og -prosesser som har størst innvirkning på eksponering av mennesker og biota. I tillegg til å beskrive dagens situasjon, kan modellberegninger også gi prognoser for konsekvenser av potensielle framtidige utslipp. I Norge har det vært gjort forsøk med å utplassere automatiske målestasjoner for radioaktivitet i havet. Måleinstrumentene registrerer gammastråling, men med dårlig oppløsning når det gjelder energi. Dersom man får en økning, kan den være vanskelig å tolke, hvis ikke økningen er svært stor. Instrumentene kan bare registrere stråling fra vannet. Slikt måleutstyr vil trolig ha mest for seg i nærheten av potensielle forurens-ningskilder, slik at de fungerer som et varslingsinstrument. Da kan det også være en mulighet for å sette inn tiltak ved kilden som kan begrense utslippet og skadevirk-ningene. Som tungmetaller regnes metaller tyngre enn 5 g cm-3. Av 60 naturlige tungmetaller er det flere som er giftige i fhv små konsentrasjoner. Tungmetaller er naturlig forekomm-ende og noen av dem, også blant dem med giftvirkning, er livsnødvendige for organis-mer (essensielle metaller). Begrepet sporstoffer innbefatter også en del andre metaller og metalloider som vanligvis forekommer i såkalte sporkonsen-trasjoner (lavere enn 1 mg l-1 eller 1 mg kg-1). Mange av dem er nødvendige for et normalt forløp av livspro-sesser hos mennesker og dyr, men kan i høyere konsentra-sjoner være giftige. Et globalt miljøregnskap viser at i den biogeokjemiske syklus av sporstoffer er de menneskeskapte bidragene de største (Nriagu & Pacyna, 1988). Spormetallenes tilstandsform har stor betydning for hvordan de spres, transporteres og tas opp i organismer. Mange forhold i miljøet påvirker tilstandsformen, f.eks. temperaturvariasjoner og interaksjoner med andre naturlige eller tilførte forbindelser. Kunnskapene om transformasjonsprosesser og reaksjons-hastigheter i det arktiske miljøet er generelt mangelfulle. Det er derfor viktig at det etableres et tilstrekkelig kunnskapsnivå, slik at mobilitet og biotilgjengelighet av de aktuelle metallene kan vurderes. Kvikksølv kan forekomme i et stort antall tilstandsformer. De mest vanlige i miljøet er elementært kvikksølv (Hg0), som har relativt høyt damptrykk og er lite løselig i vann, divalent uorganisk kvikksølv (Hg+2), som har sterk affinitet til en mengde organiske og uorganiske ligander, og metyllkvikksølv (CH3Hg+). Metyllkvikksølv akkumuleres lett, men er tungt nedbrytbart i organismene. I tillegg er forbindelsen i stand til å passere biologiske barrierer som mellom blod/hjerne og blod/placenta (Barrie et al., 1992). De mest toksiske metallene er bly (Pb), kadmium (Cd) og kvikksølv (Hg), og det er sannsynligvis disse som også vil være potensielt problematiske i havområdene i Arktis. I tillegg er det rapportert relativt høye verdier av arsen (As) i bunnsedimentene i enkelte områder. Hovedvekten i det følgende vil bli lagt på å gi en oversikt over kunnskapsstatus og kunnskapsbehov for disse metallene. Tungmetallforurensning spres vanligvis ikke langt fra kildene, og er derfor i hovedsak et lokalt problem nær gruve- og industriområder. Nivåene for bly, kadmium, kvikk-sølv og arsen kan ligge høyt over bakgrunnsnivåene i slike områder. Det er ikke rapportert om at denne typen kilder påvirker norske havområder. Dataene er imidlertid usikre, og det er behov for grundig kartlegging av miljøtilstanden m.h.t. tungmetaller. Det er også lite kunnskap om kilder, tilførselsveier og effekter i næringskjedene. 2.3.2. Konsentrasjon og transport i næringskjeder De arktiske marine områdene er blant de minst forurensede i verden, og tungmetallnivåene i vann, sediment og biota er generelt lave sammenliknet med Nordsjøen og det nordlige Atlanterhav. Luft Det som betyr mest for den generelle tungmetallpåvirkningen i arktiske havområder antas å være bidraget av tungmetaller fra luft. De mest sannsynlige kilde-områdene for langtransportert forurensning er Sentral-Europa og Nord-Amerika (Pacyna, 1984). Et viktig moment er at lufttransport foregår meget raskt. Utslipp f.eks. i Sentral-Europa vil kunne bli avsatt i arktiske områder i løpet av noen dager. Andre transport-veier tar betydelig lengre tid; for havstrømmer flere år. Innholdet av tungmetaller i nedbør avtar imidlertid raskt mot økende breddegrader, slik at f.eks. bly i regnvann på målestasjoner i England, Danmark og Norge, målt i perioden 1979-81, var hhv. 40, 15 og 11 µg l-1 (Savinova et al., 1995). Enkelte oversikter over geografisk variasjon i metallinnhold i luft viser generelt at konsentrasjonene over Spitsbergen er en størrel-sesorden høyere enn tilsvarende over Alaska, Grønland og Jan Mayen (Jaworski, 1989). Dette antas å reflektere transport- og avsetningsmønsteret i Arktis. Kvikksølv forekommer hovedsakelig i gassfase i atmosfæren, og kildene er smelteverk, forbrenning av fossilt brensel, klorproduksjon i klor-alkali fabrikker, produksjon og bruk av pesticider, søppelforbrenning og naturlige prosesser i vann. Det er beregnet at 32 % av de antropogene kvikksølvutslippene på 1980-tallet gikk til luft (Lindquist & Rodhe, 1985). Pacyna & Keeler (1995) har anslått at luftutslippene av kvikksølv fra Nord-Amerika og Eurasia tilsvarer ca. 1.300 tonn pr. år. Det antas at mellom 60 til 80 tonn av dette avsettes i Arktis. Generelt synes avsetningen av kvikk-sølv å avta fra kildene i syd mot subarktiske områder, men i arktiske områder øker avsetningen igjen. Luftutslippene av kvikksølv er tredoblet i løpet av de siste 100 år, og den gjennomsnittlige årlige økningen er nå på ca 0.6% (Fitzgerald, 1995). Kadmium er også et metall som spres lett gjennom luft, og de viktigste kildene er forbrenning av kull, sementproduksjon, avfallsforbrenning og naturlige kilder som vulkansk aktivitet og støv. 10-14 % av den atmosfæriske tilførslen av kadmium til Arktis avsettes i området (Barrie et al., 1992). Bly fra atmosfærisk transport avsettes i omtrent de samme prosentvise mengder som kadmium i Arktis. Nriagu & Pacyna (1988) har beregnet at 332 000 tonn bly tilføres atmosfæren årlig, vesentlig fra bileksos, metallproduksjon, forbrenning av fossilt brensel. Naturlige kilder som vulkanaktivitet og vindtransportert støv bidrar med ytterligere 18 000 tonn per år. Arsen har både antropogene og naturlige kilder for tilførsler til atmosfæren, og de globale utslippene er beregnet til hhv 19 og 6.4 tonn per år (Nriagu & Pacyna, 1988). Det antas at relativt lite arsen fra atmosfæren avsettes i Arktis. På samme måte som kvikksølv kan arsen forekomme i atmosfæren som gass i forskjellige mono-, di- og trimetyllarsen-forbindelser (Mukai & Ambe, 1987). Disse gassene er resultatet av biologisk omdanning av partikulære organiske og uorganiske arsen-forbindelser. Hoveddelen av arsen i atmosfæren er likevel i form av parikulært materiale av mer ukjent kjemisk sammensetning (Sweet & Gatz, 1987). Vann Arktiske havområder påvirkes av forurensning fra elver og kystavrenning og ved at forurensning transporteres inn i Arktis med havstrømmene. Transport via havstrøm-mene er en langsom prosess. Ved hjelp av radioaktive tracere er det f.eks. beregnet at ca.1% av vannet i Nordsjøen vil ha nådd arktiske områder i løpet av 3-10 år (Aarkrog et al., 1987). Partikkelbundne tungmetaller vil i løpet av denne langsomme transport-prosessen i stor grad sedimentere ut av vannmassene. Konsentrasjonen av tungmetal-ler i åpne arktiske havområder er så lav at den ligger nær deteksjonsgrensen for måle-metodene. Det er derfor vanskelig å få pålitelige data fordi det er svært vanskelig å unngå å forurense prøvene (Bothmer & Robertson, 1975). Mange tungmetaller, som kadmium og kvikksølv, har vertikalprofiler av samme type som næringssaltene, med lavest verdi i de øvre vannlag som følge av opptak i/adsorbsjon til organismer/partikler. I dypvannet frigjøres disse forbindelsene igjen etter hvert som sedimenterende organisk materiale brytes ned (Cossa et al., 1992). Det finnes få undersøkelser av forekomst og utbredelse av tungmetaller i sjøvann i Arktis. Særlig for eldre data stilles det spørsmål ved de måle- og analysemetodene som er blitt benyttet. Slike metodefeil antas å ha ført til en betydelig overestimering av nivåene (Patterson, 1974). For bly er det rapportert om konsentrasjoner på 15 ng l-1 i havoverflaten i de østlige deler av Arktis mens tilsvarende tall for Nordsjøen var 29-41 ng l-1 (Mart & Nurnberg, 1984). I farvannene utenfor California er det til sammenlikning blitt målt betydelig høyere verdier: 80-400 ng l-1 (Tatsumoto & Patterson, 1963). Lokalt nær gruve- og industriutslipp kan verdiene bli meget høye. I Affalikassaa-fjorden på Grønland, hvor gruveavgang har gått rett ut i fjorden, ble det i 1983 målt blyverdier i overflatevannet på opptil 78 m g l-1, til tross for at blyinnholdet i avgangen fra gruvene er betydelig redusert etter 1979 (Sprunk Jansen, 1983). Generelt vil likevel hoveddelen av blyet i arktiske hav skrive seg fra langtransporterte lufttilførsler. I motsetning til for kadmium og kvikksølv avtar den vertikale utbredelsen av bly med dypet. Utbredelsen av kadmium er mindre kjent, men det er rapportert verdier fra 8-70 ng l-1 i overflatelagene i arktiske hav (Moore, 1981, Campbell & Yeats, 1982), mot 22 ng l-1 i Norskehavet (Danielsson et al., 1985). I dypvannet var kadmiuminnholdet ganske likt i de to områdene (20-22 ng l-1). I perioden 1985-87 ble kadmiumverdiene målt til 0.03-0.05 ng l-1 i kystvann og 0.01-0.02 ng l-1 i de sentrale og nordlige deler av Nord-sjøen (ICES, 1991). På den svenske vestkysten har målinger vist verdier varierende fra 42 - 70 ng l-1 (Gustavsson & Edin, 1985). Det finnes få opplysninger om utbredelsen av kvikksølv i vann, og verdiene i eldre litteratur antas å overestimere nivået betydelig. Nyere tall ligger i området 1-15 ng l-1 for Beaufort-havet (Thomas, 1983) og kanadisk Arktis. For Polhavet er det rapporter en gjennomsnittsverdi på 3.7 ng l-1 (Schmidt & Freimann, 1984), mens Weiss et al. (1974) oppga konsentrasjoner på fra 11 - 22 ng l-1 fra shelf-områdene utenfor Alaska. Til sammenlikning er det målt 5-12 ng l-1 utenfor den svenske vestkysten (Gustavsson & Edin, 1985). For de øvrige tungmetallene ligger konsentrasjonene i sjøvann i arktiske områder nær forventet bakgrunnsverdi der hvor det finnes målinger. Sediment Konsentrasjonene av tungmetaller i bunnsedimentene må ses i sammenheng med lokal geologi, bunntopografi, partikkelstørrelse, innhold av organisk materiale og andre bestanddeler i sedimentet, dybdeforhold og lokal forurensning. Utenfor områder med spesielle forurensningskilder er det vanskelig å skille antropogene tilførsler fra naturlig variasjon, og store regionale forskjeller er vanlige (Muir et al., 1992). På samme måte som for PAH har tungmetaller en utpreget tendens til raskt å binde seg til partikulært materiale. Dette fører til at en betydelig del av disse stoffene sedimenterer og akkumuleres i bunnsedimentene. I områder med store lokale tilførsler kan konsentrasjonene i bunnsedimentene derfor bli høye. En undersøkelse av spormetaller i sedimenter fra Karahavet og Pechora-havet viser at verdiene for de fleste forbindelsene ligger på forventet bakgrunnsnivå. Et unntak er arsen som ble funnet i høye konsentrasjoner i de øvre sedimentlag over store områder (Loring et al., 1995). Høyeste verdi var 308 mg kg-1 mot en forventet bakgrunnsverdi på 20 mg kg-1. Forhøyede konsentrasjonsnivåer tilskrives avsetninger og sekundær-spredning etter kjernefysiske undervannseksplosjoner på 1950- og 1960-tallet. Det foreligger ikke data om eventuell videre spredning til biota. Flere undersøkelser basert på kjerneprøver fra bunnsedimentene i arktiske innsjøer og kystområder viser at inn-holdet av kvikksølv har øket jevnt de siste 100 år, men at nivåene fremdeles er lave (e.g. Lockhart et al., 1995). Havforskningsinstituttet har gjennomført en undersøkelse av tungmetallinnhold i bunnsedimentene på 42 stasjoner som dekker hele Barentshavet (Maage et al., 1996). Målingene viser at bunnsedimentene i åpent hav ikke er kontaminert med tung-metaller. For kadmium var middelverdiene på 0.08± 0.08 mg kg-1 tørrvekt, noe som tilsvarer det Loring et al. (1995) fant i Pechora-sjøen. Dette tilsvarer verdier som er rapportert for norske kystfarvann (Laane, 1992). For bly var gjennomsnittsverdien 19± 6 mg kg-1, noe som tilsvarer nivået i Pechora-sjøen, mens den er lavere enn det som er rapportert for norske kystfarvann; 26± 10 mg kg-1 tørrvekt (Laane, 1992). Resultatene for kvikksølv viste at verdiene på samtlige stasjoner lå under deteksjons-grensen for målemetoden (0.06 mg kg-1 tørrvekt). Arsen ble målt til 22± 22 mg kg-1 tørrvekt i det meste av området, noe som ansees som naturlig bakgrunnsverdi. Bare for 3 stasjoner ved sørspissen av Novaya Zemlya ble det målt forhøyede verdier, noe som settes i sammenheng med tidligere prøvesprengninger. Biota Kunnskapen om hva som er "naturlig" nivå av tungmetaller i de forskjellige arter av marine planter og dyr er begrenset. På samme måte som for målinger av tungmetaller i vann, varierer dataene fra målinger i biota i betydelig grad, avhengig av hvilke meto-der som er benyttet. En ny undersøkelse av kvikksølv i marine pattedyr fra kanadisk Arktis over en 10-årsperiode, viser likevel at det er store geografiske forskjeller i belastning og innhold i organismene, og betydelige forskjeller mellom arter innen samme område (Wagemann et al., 1995). Undersøkelsen viser ingen klare korttids-trender (størrelsesorden 10-15 år). Det er også velkjent at tungmetallinnholdet i organismer kan variere betydelig avhengig av størrelse og alder. Det samme vil være tilfellet avhengig av hvor en organisme beiter og hva den beiter på. Alle aldersgrupper/organismer egner seg derfor ikke like godt i overvåkingssammenheng (Ruiter, 1995). Det eksisterer få undersøkelser av utviklingen over lengre tid m.h.p. tungmetall-belastningen på biota. Siden det finnes svært få "uberørte" områder igjen på kloden er det vanskelig å måle på nivåer i dyr i slike områder for å bruke det som referanse. Det er gjort forsøk på indirekte tilnærmelser ved å måle på innhold av tungmetaller i "forhistoriske prøver". For bly i fisk har slike målinger gitt anslåtte verdier på 0.03 ng g-1 (våtvekt) i tunfisk muskel. Tilsvarende har analyser av abalone skjell gitt verdier på ca. 0.06 ng g-1. Dette skulle i så fall tyde på at blyinnholdet er blitt tidoblet i for-hold til dagens nivåer i organismer fra åpne havområder (Settle & Patterson, 1980). Det er også kjent at det kan være en betydelig positiv korrelasjon mellom forekomsten av forskjellige metaller, f.eks. mellom kvikksølv og selen i lever (Muir et al., 1992), noe som kompliserer bildet ytterligere. En undersøkelse av kvikksølv i sjøfugl-fjær fra fugl i muséale samlinger indikerer imidlertid at de marine økosystemene i Nordatlant-eren har fått øket belastningen med en faktor 3 i løpet av de siste 100 år (Monteiro & Furness, 1995), noe som stemmer bra med beregninger foretatt på grunnlag av andre data (Fitzgerald, 1995). Undersøkelser av kvikksølvinnhold i hår fra mennesker, dyr og mumier i arktiske områder gir også klare indikasjoner på at det har vært en økning i kvikksølv-belastningen i historisk tid (Wheatley & Wheatley, 1988; Hart-Hansen et al., 1991). Det har ikke vært mulig å finne data for tungmetallinnhold i plante- eller dyreplankton i arktiske områder, men det foreligger enkelte tall for mesopelagiske krepsdyr og bunndyr (Savinova et al., 1995). Fisk er vanlig brukt som en indikator på havområders miljøstatus. Hittil har det praktisk talt ikke eksistert data for tungmetallinnhold i fisk i de norske deler av arktiske havområder. Nå foreligger imidlertid en undersøkelse av torsk (Gadus morhua), polartorsk (Boregadus saida) og gapeflyndre (Hippoglossoides platessoides) på et lite antall stasjoner ved Spitsbergen, Novaya Zemlya, Varanger og det sentrale Barentshav (Maage et al., 1997, se nedenfor). Alle arter er imidlertid ikke undersøkt på alle stasjoner. Opptak av spormetaller i alger skjer først og fremst gjennom overflaten, eventuelt ved adsorbsjon til overflaten. Hos dyr tas spormetallene hovedsakelig opp gjennom føden. Det er observert store artsforskjeller med hensyn til opptak og akkumulering av metaller, uten at det foreligger noen klar dokumentasjon av årsakene til dette. Det er imidlertid vist at opptaks-effektiviteten (assimilation efficiency) kan variere betydelig for f.eks. blåskjells opptak fra forskjellige typer planktonalger. For mange typer tungmetaller følger opptaket i blåskjell næringsopptaket, mens dette ikke er tilfellet for andre metaller. Dette betyr bl.a. at dersom fem forskjellige arter alger har samme mengde tungmetaller i seg, kan opptaket i et dyr som beiter på dem bli svært forskjel-lig avhengig av hvilken art det beites på og hvilket dyr som beiter (Wang & Fisher, 1996). Forskjeller i opptak og akkumulering betyr også at tilførsler av skadelige tung-metaller til miljøet kan føre til endringer i det biologiske mangfoldet. Opptaket av bly og kadmium er direkte proporsjonalt med konsentrasjonene i vannet for mollusker (Klumpp & Burdon-Jones, 1982). Kvikksølv står imidlertid i en helt annen stilling. Dette skyldes at kvikksølvioner blir metylert av marine bakterier. Metyllkvikksølv har lipofile egenskaper og tas opp betydelig mer effektivt enn andre kvikksølvforbindelser (Taguchi, 1971; Oskarsson, 1992). Dette er bakgrunnen for at kvikksølv utgjør et spesielt problem i marine organismer. Arsen, i form av arsenat, tas opp av alger på samme måte som fosfat. Det er kjent at enkelte arter høyere alger (f.eks. Ecklonia radiata) kan binde store mengder arsen (Edmonds & Francesconi, 1981), og skalldyr og flatfisk kan også ha et høyt innhold av arsen i enkelte områder (LeBlanc & Jackson, 1973; Edmonds & Francesconi, 1977; Edmonds et al., 1977; Luten et al., 1982). Når arsen fra marine organismer tas opp av høyere dyr og mennesker brytes stoffene ned til harmløse forbindelser som ikke er registrert å ha noen toksiske effekter i løpet av kort tid (Yamauchi & Yamamura, 1984). Kadmium er blitt målt i blåskjell fra Lofoten til den russiske grensen, og viser på enkelte stasjoner moderat forhøyede konsentrasjoner, opp til to ganger bakgrunns-nivået. Det samme var tilfellet for kadmiuminnholdet i torskelever fra denne under-søkelsen (OSPARCOM/SIME 96/19/1, 1996). Enkelte verdier for innhold av kadmium og bly i torsk (lever) fra Nordsjøen og Barentshavet indikerer at nivået er i samme størrelsesorden (0.01-0.6 mg kg-1 våtvekt) i de to områdene. Data for tung-metaller i arktiske sjøfugl tyder på at innholdet generelt er lavt og ligger på normale fysiologiske nivåer. Det er imidlertid rapportert om høye nivåer av tungmetaller i sjøfugl fra Grønland (Overgaard Nielsen & Dietz, 1989). Det er målt høye verdier av kadmium i marine pattedyr (sel og hval) fra enkelte områder, f.eks. Baffin Bay og områdene utenfor vest-Grønland, hvor det er rapportert inntil 117 mg g-1 Cd i vev våtvekt (Thye Hansen et al., 1990; Wagemann et al., 1983). Av nyere undersøkelser har Law et al. (1996) påvist akkumulering av Cd fra blekksprut til spermhval i Nordsjøen. Fra samme område er det rapportert om varierende forhøyede verdier av kvikksølv i sel. Tilsvarende data finnes ikke for Barentshavet. Det er en klar, generell tendens til at kvikksølvinnholdet i fisk øker med økende alder og størrelse. Det er også påvist variasjon mellom de forskjellige artene med hensyn til akkumulering (Topping & Graham, 1978; McKie & Topping, 1982; Lie et al., 1994). Uer ser ut til å ha det høyeste innholdet av kvikksølv i muskelvev. Typiske verdier i fisk fra Nordsjøen og Nordatlanteren ligger i området 0.01-0.22 mg kg-1 våtvekt. I marine pattedyr er det rapportert om verdier i samme størrelsesorden (Wagemann et al., 1983). For Barentshavet (Maage et al., 1996) viser undersøkelser av torsk, polartorsk og gapeflyndre at innholdet av tungmetaller er lavt og nær forventet bakgrunnsverdi. Det eneste unntaket er arsen i muskel/lever hos gapeflyndre som viser en sterk økning fra vest mot øst (Novaya Zemlya) fra h.h.v. 8.6/7.7 til 25.6/97.0 mg As kg-1 våtvekt. Dette forklares med spredning fra tidligere atom-prøvesprengninger som omtalt ovenfor. Havforskningsinstituttet konkluderer med at med unntak av arsen i gape-flyndre nær Novaya Zemlya er fisk på de undersøkte stasjoner i Barentshavet ikke forurenset med tungmetaller (Maage et al., 1996). En undersøkelse av kvikksølv (metyllkvikksølv) i kommersielle fiskearter i kanadisk Arktis viste gjennomsnittsverdier på 0.137 m g g-1 (Richardson et al., 1995). Tilsvar-ende for skalldyr var 0.024 m g g-1. Samme undersøkelse viser at voksne kanadiere har et kvikksølvinntak på 7.7 m g dag-1. Av dette er det beregnet at opptaket fra fisk (ferskvann og saltvann) utgjør ca. 27 %. Det er funnet bemerkelsesverdig høye nivåer av kadmium i nyrene hos narhval fra områdene utenfor Baffin Bay (Wagemann et al., 1983) og Vest-grønland (Hansen et al., 1990). Noen individer hadde et kadmiuminnhold som var på grensen til verdier (100-300 m g g-1 våtvekt) som vil gi nyresvikt. Tilsvarende er det funnet høye verdier i sel fra Grønland og hvithval fra St. Lawrence estuariet (Wagemann et al., 1990). Disse høye konsentrasjonene antas i hovedsak å skyldes naturlige forhold. På generell basis anslo imidlertid Eisler (1985) at et kadmium-innhold i nyrer og lever hos fisk på over 10 m g g-1 bør betraktes som en indikasjon på kontaminering. Effektene av tungmetallforgiftning er først og fremst et resultat av at tungmetallene kan erstatte andre metaller som kofaktorer for enzymer og andre proteiner, uten at de erstatter deres funksjon. Dette kan føre til hemming av flere forskjellige livsprosesser og gi membranskader, genskader og neurotoksiske skader. Det finnes indikasjoner på at påvirkning kan virke inn på organismenes evne til å tilpasse seg variasjoner i miljøet, f.eks i form av redusert evne til å overleve stressperioder. Det er liten kunn-skap om hvilken sammenheng det er mellom nordområdenes spesielle miljøforhold og organismenes sårbarhet for tungmetallforurensning. Bly har ingen kjent fysiologisk funksjon og er i høyere doser toksisk for en rekke planter og dyr, inkludert mennesker. Bly er lite tilgjengelig i miljøet, men det er likevel påvist effekter i økosystemene, særlig i forbindelse med næringssalt-omsetningen (WHO, 1989). Bly påvirker først og fremst nervesystemet og lagres primært i benvev. Storskala undersøkelser har vist at blyeksponering nedsetter funksjonsdyktigheten hos mennesker (UNEP, 1992). Verdens helseorganisasjon (WHO) har satt en foreløpig grense for akseptabelt ukentlig inntak til 25 m g kg-1 kroppsvekt. Kadmium settes i forbindelse med utviklingen av flere forskjellige kreftformer hos mennesker, mens en vet lite om virkningen på andre ledd i økosystemene. Det er funnet høye kadmiumkonsentrasjoner i nyrene hos forskjellige dyregrupper og det er vist oppkonsentrering bl.a. i skjell (UNEP, 1992). WHO har satt en foreløpig grense for akseptabelt ukentlig inntak ved 7 m g kg-1 kroppsvekt. Kvikksølv har ingen kjent biologisk funksjon, og finnes i mange tilstandsformer med varierende giftighet. Metyllkvikksølv er den giftigste og kanskje vanligste forbindel-sen i organismer. Den er sterkt neurotoksisk for mennesker og dyr, særlig for fostere og tidlige utviklingsstadier. En vanlig brukt referansedose for metyllkvikksølv-inntak er 0.3 m g kg-1 dag-1. WHO s foreløpige grense for ukentlig inntak er satt til 300 m g kg-1 kroppsvekt av totalkvikksølv, hvorav ikke mer enn 200 m g kg-1 metyllkvikksølv (WHO, 1989). Den største kilden for opptak i mennesker er amalgam i tannfyllinger, men opptaket fra konsum av fisk er den nest største kilden (Richardson et al., 1995). Arsen er vidt utbredt i miljøet og forekommer i flere former som kan være toksiske i høyere konsentrasjoner. På de lavere trinn i næringskjeden kan arsen tas opp som arsenat på samme måte som fosfat. Fisk og skalldyr er den vanligste kilden for menneskelig inntak, og disse organismene kan inneholde opptil 10 mg kg-1. Hos fisk og skalldyr forekommer arsen i en organisk, lite giftig form (GESAMP, 1986). Tungmetaller i miljøet er tradisjonelt blitt overvåket ved at man har registrert tilstand, det vil si at man måler innholdet av tungmetaller i biota, vann, luft sedimenter osv. Metodikken på dette området er godt utviklet, og sikkerheten i bestemmelsene er god. Tilstandsmålinger gir gode indikasjoner på den potensielle faren for miljø og mennes-ker, men bare målinger av effekter kan si noe om den virkning tungmetallene har på organismene. Stadig mer av forskningen i forbindelse med forurensningsovervåking dreier seg om å utvikle og prøve ut metoder som kan brukes til å måle effekter på ulike nivåer i økosystemene, fra individ til populasjoner og samfunn. Særlig viktig er det å komme frem til metoder som kan gi tidlig varsling av øket forurensningsstress. Et eksempel på en slik metode er måling av metallothionein som bl.a. gir respons på tungmetall-påvirkning. Responsen varierer imidlertid sterkt avhengig av av art, kjønn, alder osv og det er langt igjen før metodikken kan brukes på rutinemessig basis. Det samme gjelder de øvrige metodene for effektmåling. Valget av parametre og metoder i et overvåkingsprogram vil avhenge av hensikten med programmet. I et langsiktig overvåkingsprogram for nordområdene er det naturlig å konsentrere seg om to innsatsområder:
I forbindelse med langtransportert forurensning er det først og fremst kvikksølv og kadmium som peker seg ut som potensielle trusler mot dyreliv og mennesker. For disse metallene er det registrert en tydelig gradient fra vest mot øst når det gjelder innhold i marine pattedyr, særlig ringsel, kvithval og isbjørn. Det samme gjelder enkelte fuglearter. Effektene av tungmetall-belastningen er ikke studert. Nivåene av kadmium i en del av dyrene er imidlertid så høye at de representerer en potensiell fare for individene, først og fremst for nyreskade. Ved fremtidig overvåking vil det være hensiktsmessig å overvåke tilstanden med hensyn på kvikksølv og kadmium på et utvalg av stasjoner i et vest-øst snitt og i snitt mot eventuelle kjente problempunkter i havområdene og på faste stasjoner på land og i is. Tilstanden bør først og fremst overvåkes for dyr høyt oppe i næringskjeden, samt i vann, sedimenter og evt. luft. Det må imidlertid også gjennomføres laboratorieforsøk og feltundersøkelser for å avklare hvordan tungmetallene tas opp på laveste ledd i næringskjeden og vandrer opp til de øvre ledd. Parallellt med at tilstanden overvåkes bør nye metoder for effektovervåking prøves ut og samholdes med de målte forurens-ningsnivåene. Uansett valg av overvåkingsmetoder vil hovedhensikten være å sikre at man får en pålitelig oversikt over utviklingen i miljøsituasjonen, både når det gjelder tilstand og effekter. Overvåkingen må derfor planlegges som en langsiktig og permanent aktivitet, selv om det periodevis vil være naturlig å øke innsatsen på enkelte særlig aktuelle områder. Det er spesielt viktig at det blir opprettet et antall faste basis-stasjoner for kontinuerlig overvåking, slik at det blir mulig å få langtidsserier av måledata som kan si noe om utviklingen over tid (trendovervåking). En stor del av kartleggingen av ulike typer miljøgifter i biota i det arktiske marine miljøet har fokusert på organismer på høyt trofisk nivå (fisk, sjøfugl og pattedyr). Vi mangler i stor grad kunnskap om konsentrasjoner i biota på lavere trofisk nivå. Slik informasjon er viktig for å forstå omfanget av transporten av stoffer fra et ledd til et annet i næringskjedene. Det mangler også tilstrekkelig kunnskap om utveksling av miljøgifter mellom abiotiske komponenter (f.eks. sedimenter) og biota. Primærproduksjonen langs iskanten og polarfronten har stor betydning for livet i Barentshavet. Vi mangler kunnskap om primærprodusentenes betydning mht. opptak av miljøgifter i næringskjedene. Det mangler kunnskap om omsetning (metabolisering) av miljøgifter i marin biota, samt hvordan cellulære metaboliseringsprosesser påvirkes av klimatiske forhold og de store sesongvariasjoner som er rådende i Arktis. Vi mangler også kunnskap om mulige samvirkende effekter (antagonistiske, synergistiske, additive) av ulike miljøgifter og fysisk stress. Viktige generelle problemstillinger:
Kunnskapen om konsentrasjonsnivåer av organiske miljøgifter i marint miljø i den norske delen av Arktis varierer for de ulike stoffer. Stort sett er likevel oversikten vurdert som tilfredsstillende som basis for fremtidig overvåking. Et viktig unntak er toxafen hvor det anbefales å gjennomføre en basisundersøkelse i fisk, sjøfugl og marine pattedyr for å få bedre oversikt over belastningen i Barentshavet. Forståelse av biotilgjengelighet, opptak og transport av organiske miljøgifter i biologiske systemer er nært knyttet til kunnskap om lipider og fysiologisk omsetning av lipider i organismer. Dette er spesielt viktig i Arktis hvor lipider spiller en svært sentral rolle i prosesser som regulerer organismers energiomsetning. Kunnskap om lipid-dynamikk i organismer vil være sentralt for å kunne øke kunnskapen om omsetning og effekter av organiske miljøgifter. I dette inngår også studier av hvordan metabolismen påvirkes av energiomsetning og lave temperaturer. Eksisterende kunnskap på disse feltene vurderes som utilstrekkelig. Det har i de siste par årene foregått stor internasjonal forskningsaktivitet på problem-stillinger knyttet til biologiske effekter av organiske miljøgifter, og mye av denne forskningen har vært rettet mot effekter på reproduksjon. På tross av at kunnskaps-mengden øker er forståelsen av effektene slike stoffer har på organismer i naturlige økosystemer fremdeles svært begrenset. Det er observert til dels svært høye nivåer av enkelte organiske miljøgifter (feks. PCB) i arktiske toppredatorer (sjøfugl og marine pattedyr), og med bakgrunn i studier gjennomført i tempererte områder kan det ikke utelukkes at de observerte nivåer har medført eller kan medføre biologiske effekter. Få effektstudier er imidlertid utført på organismer som lever i Arktis, og kunnskaps-manglene vurderes derfor som betydelige. Behovet for å iverksette studier av effekter på individer (biokjemiske og fysiologiske effekter) som kan medføre økologiske effekter (bestands- og økosystemnivå) er stort. Med bakgrunn i den samlede kunnskap om forekomst av organiske miljøgifter i biota i marine havområder i Arktis mener arbeidsgruppen at det er et spesielt behov for å øke kunnskaps-grunnlaget om transport, opptak, biotilgjengelighet og effekter av stoffgruppen PCB. Det å kunne koble biokjemiske og fysiologiske effekter mot økologiske effekter anses av arbeidsgruppen å være svært sentralt. I dette arbeidet vil det være viktig å få utprøvd mulig-hetene og begrensningene i ulike metoder for overvåking av biologiske effekter. Viktige problemstillinger:
Metoder: Finne gode metoder for miljøovervåking mht. effekter på individ/populasjon/evt. økosystem. Dette vil dreie seg om å finne egnede parametre som kan gi oss et mål på en effekt. I dette arbeidet må man både finne egnede arter, hvilke typer prøver skal tas (blod, vev), hvor på dyret skal prøven tas, og på hvilken tid av året. Det vil i tillegg være nødvendig å standardisere i forhold til feks. fettinnhold, proteinkonsentrasjon e.l. Den radioaktive forurensningen i de nordlige havområder representerer hovedsaklig et potensielt problem knyttet til mulige ulykker og store utslipp fra kilder i Nordvest-Russland og Vest-Europa (Sellafield, Dounreay, La Hague). Modeller er et viktig verktøy for å kunne vurdere en potensiell forurensningssituasjon, men kvaliteten av modellbergninger er avhengig av at parametre og prosesser som inngår er godt bestemt. Det er i denne forbidelse behov for bedre kunnskaper om opptak og overføring av radionuklider i næringskjedene og i hvilken grad disse prosessene påvirkes av ulike fysiske og kjemiske faktorer. Sett i lys av den store betydningen fiskeressursene i Barentshavet har, er det spesielt viktig å få mer kunnskap om konsentrajonsfaktorer for alle de viktigste fiskeartene i området, og om hvilke faktorer som påvirker dette (tilstandsformer, opptak fra vann og i næringskjedene osv.). Man vet at konsentrajonsfaktorer varierer sterkt, og det finnes indikasjoner på at de kan være generelt noe høyere i nordlige havområder enn standardverdiene som IAEA har oppgitt. Det er ønskelig å få mer kunnskap om stråledoser til ulike biota som følge av radioaktiv forurensning. Dette kan bidra til å identifisere hvilke økosystemer, arter eller utviklingsstadier som er mest utsatt ved en eventuell alvorlig forurensnings-situasjon. Data om opptak og overføring i næringskjeden vil også her danne grunn-laget for modellberegninger. Sensitivitetsanalyser knyttet til modeller vil også identifisere og kvantifisere nøkkelparametre og prosesser som har størst betydning for eksponering av mennesker og biota. I forbindelse med planlegging av en framtidig overvåking av de nordlige havområder er det ønskelig å få identifisert nøkkelparametre som bør inngå i overvåkingsprogrammet. Dette kan gjøres ved å utvikle modeller som beskriver prosesser knyttet til bl.a. opptak og overføring av radionuklider i næringskjedene. For å forbedre grunnlaget for utvikling av slike modeller trenger man data fra feltundersøkelser. Det er også ønskelig at man studerer nærmere mulighetene for å forenkle analyse-arbeidet i forbindelse med et overvåkingsprogram feks. ved å analysere prøver av tang eller andre indikatorarter som oppkonsentrerer radionuklider. Transuranene (plutonium og americium) tas opp i skalldyr og bløtdyr i større grad enn i fisk. Siden transuraner er radiologisk giftigere enn feks. 137 Cs, er det ønskelig med kunnskap om opptak og overføring til disse artene. Tsjernaya Guba, en fjord på sørenden av Novaya Zemlya, er kraftig kontaminert av plutonium som følge av undervanns prøvesprengninger av atomvåpen. Bunndyr og dyr på lave trinn i næringskjeden inneholder de høyeste konsentrasjonene. Det er ønskelig å studere mulige biologiske effekter av stråling i feltundersøkelser, og det kan kanskje la seg gjøre her. Studier av biologiske effekter av radioaktive stoffer må ellers vanligvis gjøres i laboratoriet. Forslag til problemstillinger som bør klarleggges:
Ut fra det en vet om tungmetallforurensning i norske, arktiske havområder synes det ikke å være noe akutt behov for tetting av kunnskapshull når det gjelder områdets tilstand. Så vidt det er mulig å bedømme er disse områdene blant de minst forurensede på den nordlige halvkule, selv om det eksisterer lokale unntak i kyst- og fjordområder. Problemområdene ligger imidlertid alle utenfor norsk sone, og de antas heller ikke å påvirke våre områder i vesentlig grad. Det er imidlertid en betydelig oppmerksomhet omkring tungmetaller i befolkningen (særlig Cd, Hg og Pb), spesielt når det gjelder innhold i matvarer. Endringer i utslippssituasjonen kan føre til endringer i tungmetallforurensningen i arktiske havområder. Et eksempel er at det i den senere tid har vært hevdet i media at industriavrenning fra Kola kan ha ført til økt tungmetallpåvirkning i tilgrensende norske havområder. Likeledes vil økende petroleumsvirksomhet på både norsk og russisk side også føre til en økning i tungmetallforurensningen. Det er derfor behov for en rutinemessig og tilpasset overvåking av tungmetaller i arktiske havområder for å sikre at endringer i miljøsituasjonen oppdages på et tidlig stadium. Nivåene av tungmetaller er lave i det arktiske havmiljøet, og det er lite som tyder på at de konsentrasjonene som nå finnes vil gi målbare effekter på plante- og dyrelivet. Mulige unntak er kystnære områder med utslipp fra gruvevirksomhet og industri. Av de tungmetallene som antas å kunne utgjøre potensielle problemer i Arktis, står kvikk-sølv i en særstilling på grunn av metyllkvikksølvets lipofile egenskaper, og det er først og fremst dette metallet som har potensiale til å gi målbare effekter på arktisk dyreliv. For å skape en best mulig basis for fremtidig overvåking er det viktig å avklare flere forhold om tungmetallenes forekomst og transport i de arktiske næringskjedene. I tillegg bør det forsøkes identifisert et sett indikatororganismer for tungmetall-forurensning og det bør etableres metoder for måling av effekter av tungmetaller på marine biota. I sistnevnte sammenheng bør det legges spesiell vekt på å prøve ut metoder som kan gi tidlig varsling ved eventuelle endringer i miljøsituasjonen. Et fremtidig overvåkingsprogram må ha sin basis i målinger av innholdet av forurens-ende stoffer i miljøet, men i økologisk sammenheng er klarlegging av eksponering, tålegrenser og effekter det viktigste målet. Metodikken for undersøkelse/overvåking av miljøtilstand, dvs måling av innhold av tungmetaller i sediment, vann og biota, er i hovedsak godt utviklet. Det finnes imidlertid ingen fullt utprøvete metoder for overvåking av effekter i miljøet, og vi mangler kunnskap om sammenhengen mellom eksponering og effekt. Det er en generell mangel på kunnskap om tungmetallenes vandringer i arktiske marine næringskjeder. Bedre kunnskap om bioakkumulering er en forutsetning både for å si noe om langtidseffekter og for å kunne etablere et økologisk relevant overvåkingsprogram for tungmetaller. Aktuelle problemstillinger:
Identifisisering av egnede indikatororganismer for fremtidig overvåking av miljøstatus mhp tungmetaller. Det bør fortrinnsvis søkes identifiserte organismer som kan brukes for flere av de miljøgifter det er aktuelt å overvåke. Identifisering av mulige indikatororganismer bør gjennomføres som en "screening"-undersøkelse av de mest aktuelle nøkkelarter og toppredatorer, og denne undersøkelsen bør også resultere i en identifisering av vevstyper for prøvetaking m.v. Prioriteringen av foreslåtte aktiviteter tar utgangspunkt i at programmet skal bidra til å etablere et tilfredstillende kunnskapsgrunnnlag for å:
Med dette som bakgrunn har arbeidsgruppen valgt å prioritere følgende hovedområder (ikke prioritert rekkefølge):
I de foregående kapitler er status for kunnskapen om forekomst, transport og effekter av miljøgifter i de nordlige havområder gjennomgått. Gjennomgangen har resultert i at det for hver stoffgruppe er satt opp en uprioritert liste over kunnskapshull som bør fylles. På basis av de identifiserte problemstillingene er det nedenfor beskrevet problemområder hvor det bør gjennomføres prosjekter i sammenheng med utarbeiding av et koordinert og helhetlig program for overvåking av de nordlige havområder. Dette bør samordnes med allerede pågående overvåking. Områdene/prosjektene må spesifiseres, bl.a. på bakgrunn av AMAPs statusrapport, og settes sammen til et program, slik at prøvetaking, analyser, eksperimenter osv. kan samordnes. Endelig prioritering og utvalg av prosjekter vil utføres av en arbeidsgruppe (se kap. 5 Administrative aktiviteter). Resultatene som fremkommer underveis skal anvendes direkte i arbeidet med planlegging av en langsiktig overvåking av miljøgifter i de nordlige havområdene. Arbeidsgruppen foreslår derfor at arbeidet med en overvåkingsstrategi inngår som en integrert del av programmet. Overvåking av ulike miljøgifter utføres vanligvis ved analyser av stoffene i vann, sediment og biota. Mens det er utviklet gode metoder for analyse av radionuklider og tungmetaller er det fortsatt behov for videreutvikling av analysemetoder for bestemmelse av enkelte organiske miljøgifter. Det er feks. behov for bedre metoder for analyse av toxafen. Det er også behov for bedre og mer standardiserte metoder for å forenkle prøvetaking og analysearbeid. Dette gjelder feks. noen radionuklider, bl.a 137Cs, 60Co og 99Tc, som oppkonsentreres i tang, noe som gjør påvisningen av disse enklere. Analyser av transuraner i sjøvann krever store prøvevolum. Det er ønskelig å undersøke hvilken nytte man kan ha av ulike indikatororganismer i forbindelse med forenklet prøvetaking og analysearbeid. Ved bruk av "on-line" fraksjoneringsmetoder vil også overvåkingsprogrammer bidra til informasjon om tilstandsformer. Hos høyere dyr (fisk, fugl og pattedyr) er det også behov for standardisering av prøve-takingen. Det viser seg å være store variasjoner i konsentrasjon av organiske miljø-gifter i forhold til tidspunkt for prøvetaking samt hvor på dyret prøven skal taes fra. Metoder for effektovervåking er ikke fullt utviklet. Anvendelse og evt. begrensninger for bruk av biomarkører for påvisning av biologiske effekter av miljøgifter under arktiske forhold bør kartlegges nærmere (gjennom en kombinasjon av laboratorie og feltstudier). Dette for å avgjøre om disse metodene kan benyttes i en fremtidig miljø-overvåking. I dette inngår studier av koblingen mellom effekter på biomarkører og økologisk relevante effekter, feks. effekter på reproduksjon. 4.2 Kartlegging av nye problemområder Det er behov for rutinemessig overvåking av tungmetaller, radionuklider og organiske miljøgifter i arktiske havområder. Dette for å sikre at endringer i miljøsituasjonen oppdages på et tidlig stadium. Vi har imidlertid ikke full oversikt over alle stoffer som finnes i miljøet og evt. i hvilke konsentrasjoner. Dette er viktig grunnlagsinformasjon for prioriteringer i et fremtidig overvåkingsprogram og gjelder feks. forekomst av toxafen. Denne forbindelsen er påvist i høye konsentrasjoner hos topp-predatorer i Canada. De få analysene som er utført i norske områder tyder på at toxafen kan være et problem i norske områder. Undersøkelser bør utføres for å avklare om dette er tilfelle. 4.3 Opptak og transport i næringskjeder Radionuklider, tungmetaller og organiske miljøgifter tas opp og overføres i arktiske marine næringskjeder. Organiske miljøgifter og enkelte tungmetaller vil i størst grad akkumuleres hos arktiske topp-predatorer som sjøfugl, sel og isbjørn. Det er viktig å få kunnskap om hvordan denne akkumuleringen skjer. Dette gjelder både fra vann/ sedimenter over til plankton/mikroorganismer og mellom de ulike trofiske nivå i marine næringskjeder i Arktis. Kunnskap om prosessene som styrer opptak i de lavere trinnene i næringskjeden er fundamentalt for å kunne vurdere risiko knyttet til miljø- giftseksponering for arter på høyere trofiske nivåer. Sammen med studier av partikkel-transport og sedimentasjon vil næringskjedestudier gi økt innsikt i prosessene i hele vannsøylen. Dette vil bidra til bedre forståelse av både biotiske og abiotiske prosesser som spiller en rolle for miljø-giftenes transport og skjebne i Barentshavet. Forståelse av opptak og transport av organiske miljøgifter er nært knyttet til kunnskap om lipider og lipid-dynamikk, og slike målinger bør inngå som et element i transportstudiene. Ved et større utslipp av radioaktive stoffer til det marine miljø, vil man sannsynligvis mest frykte skadevirkninger knyttet til fiskerinæringen, dvs. at innhold av radio-nuklider i fisk nærmer seg tiltaksgrenser. Det er også viktig å kunne utføre bereg-ninger av doser til befolkningen, og dermed helsemessige effekter i forbindelse med bl.a. inntak av fisk og andre marine næringsmidler. Man kjenner svært lite til den relative betydningen av ulike faktorer som påvirker opptak og overføring av radio-nuklider i næringskjeder. Spesielt bør man undersøke hvilken betydning radionukli-ders tilstandsform har for opptak i næringskjeden, opptaksmekanismer, betydning av diettsammensetning og artsforskjeller, dessuten betydningen av lysforhold, temperatur og salinitet. Økt kunnskap om disse forhold vil forbedre prognoser for stråledoser til mennesker etter et utslipp, og vil bli anvendt til å beregne doser til ulike marine organismer og fisk. Arbeidsgruppen går inn for at det gjennomføres koordinerte feltarbeid/tokt for å skaffe bedre data på dette området for organiske miljøgifter, radionuklider og tungmetaller. Data om opptak og overføring av miljøgifter i næringskjedene er basis for modellutvikling og sårbarhetsanalyser, studier av eksponering og biologiske effekter, samt konsekvensutredninger for miljø og mennesker. Bedre kunnskap om dette er derfor svært nyttig i forbindelse med utarbeidelsen av en overvåkingsstrategi. 4.4 Eksponering og effekter av miljøgifter På grunn av organiske miljøgifters anrikning gjennom næringskjeden kan det antas at isbjørn og andre dyr på toppen av den arktiske marine næringskjede vil være spesielt utsatt for negative virkninger. Effekter av miljøgifter på organismer som lever i polare strøk er fremdeles ikke godt nok kjent. Kjønn og grad av kjønns-modning, alder, diett og temperatur (spesielt for kaldblodige dyr) er viktige naturlige faktorer som påvirker opptak, distribusjon, metabolisme, utskillelse og effekt av fremmedstoffer. Dette gjør det ofte problematisk å skille naturlig variasjon fra effekt av miljøgifter. Laboratorie-forsøk, hvor betingelsene er kontrollerte, er derfor et nødvendig supplement til felt-undersøkelser for å studere effekter av miljøgifter. Spesiell interesse knyttes til even-tuelle økologisk relevante effekter på reproduksjon. Slike effekter bør først og fremst studeres i topp-predatorer og fisk. Det vil være behov for å prøve ut og kombinere ulike metoder for påvisning av biologisk effekt for å kunne gjøre de nødvendige koblinger mellom belastning og effekt på ulike nivåer. Som tidligere nevnt står kvikksølv i form av metylkvikksølv, i en særstilling når det gjelder effekter på arktisk dyreliv For fisk er kvikksølvinnholdet høyere i store carnivore fisk enn i mindre herbivore fisk, og høyere i fisk som spiser annen fisk enn i fisk som spiser dyreplankton. Kvikksølvinnholdet øker også med fiskens alder (Ruiter, 1995). Dette betyr at vi teoretisk kan forvente de største effekter hos pattedyr som direkte eller indirekte spiser større fiskearter høyt oppe i næringskjeden, i første rekke sel og isbjørn. Arter som lever av å spise filtrerende dyr, som f.eks. skjell, i områder med særlig store tilførsler av tungmetaller kan også være velegnede indikatorarter. For å undersøke muligheten for miljømessige konsekvenser i forbindelse med potensiell radioaktiv forurensing må man undersøke fordeling av stråledoser til ulike organismer, samt å identifisere følsomme arter og stadier. Det må utvikles dosimetrimodeller for biota basert på tilgjengelige data fra litteraturen og fra feltstudier. Her må man spesielt ta hensyn til ekstern bestråling fra kontaminerte sedimenter, som gir opphav til en vesentlig del av stråledosene for bunnlevende organismer. I de arktiske områder vil radioaktivitetsnivået være lavt, spesielt for fisk. Det vil derfor ikke være mulig å identifisere noen stråledoserelaterte effekter. Sedimentene nær dumpet radioaktivt avfall i Stepovogo og Abrosimov fjordene på Novaja Zemlja og i prøvesprengningsområdene ved Tsjernaja Guba er imidlertid betydelig konta-minert. Bunndyr fra disse sedimentene vil derfor være de eneste relevante organismer som kan inngå i effektstudier, utover laboratoriestudier. Her følger forslag til programstyring, samt forslag til oppsummering og evaluering av programmet. Det overordnede mål for de styringsenheter som etableres er å sikre at programmet når sine faglige mål innenfor rammene av programmets budsjett og tidsplan. Dette innebærer at styringsenhetene må ha følgende funksjoner:
Organisering Det foreslås at det opprettes to styringsenheter innen programmet; en styringsgruppe og en arbeidsgruppe. Styringsmodellen må også inkludere faglig rådgivning til disse enhetene, og kontakt med vitenskapelige konsulenter må etableres. En slik styringsmodell er tidligere valgt for MDs FoU-program "Naturens tålegrenser" (NATÅL). Modellen vurderes som hensiktsmessig for denne type FoU-programmer. Styringsgruppen En styringsgruppe i MD bør ha det overordnete ansvar. Styringsgruppen fastsetter rammer, godkjenner målsettinger og kan justere hovedmålsettinger. Styringsgruppen får råd fra arbeidsgruppen. Det anbefales at det benyttes en felles styringsgruppe for både "Transport-" og "Effektprogrammet". Arbeidsgruppen (sekretariat) Den sentrale enhet i styringsmodellen bør være en arbeidsgruppe (4-5 personer) bestående av representanter fra MDs ytre etater (DN, NP, SFT). I og med at HI og Strålevernet har deltatt i utarbeidingen av «programnotatet» bør MD vurdere om disse også skal delta i arbeidsgruppen. Dette kan forsvares ut i fra å sikre en faglig bredde i arbeidsgruppen. Arbeidsgruppen bør ha hovedansvaret for drift, økonomi, faglig innhold etc. i programmet. En viktig oppgave for arbeidsgruppen vil være å samordne prosjektene for å sikre fokus mot målsetningen og at gjennomføringen skjer på den mest effektive måten. Medlemmene i arbeidsgruppen bør være direkte involvert i fagfeltet i sitt daglige arbeide. Det vil være ønskelig å kjøpe sekretærtjenester for å sikre en best mulig drift av programmet. For å få en mest mulig effektiv styring/gjennomføring av "effekt-programmet" er det ønskelig å ha en felles sekretærtjeneste med det planlagte "transportprogrammet" (se kap. 1.2). Arbeidsgruppen vil på bakgrunn av de prioriterte problemstillingene i programmet bestille/invitere til prosjektforslag fra ulike institusjoner. For å kvalitetssikre faglige prioriteringer, for å evaluere prosjektsøknader, samt for evaluering av det avsluttetede programmet, vil arbeidsgruppen etter behov utnevne vitenskapelige konsulenter ("referees"). Dette skal skje i samråd med styringsgruppen. 5.2 Rapportering og evaluering av programmet Prosjektledere utarbeider hvert år en statusrapport om fremdriften i det vitenskapelige arbeidet. Prosjektlederne har ansvar for at det utarbeides sluttrapporter fra hvert prosjekt. En prosjektgruppe bestående av arbeidsgruppen og prosjektledere skal utarbeide en sluttrapport, der man legger fram et forslag om en miljøovervåknings-strategi for de nordlige havområder basert på ny kunnskap. Ellers bør det oppmuntres til publisering av resultatene i vitenskapelige tidsskrifter. Resultatene av arbeidet bør også presenteres i nasjonale og/eller internasjonale seminar eller symposium. Et seminar vil bli planlagt og gjennomført sammen med "Transportprogrammet". Evalueringen av programmet utføres so et prosjekt der resultatene gjennomgåes og vurderes opp mot målsetningene. Gjennomføring av prosjektene vil koordineres for å effektivisere arbeidet. Det vil bl.a. skje gjennom et utstrakt samarbeide mellom utførende institusjoner (etablering av prosjektgrupper) og organisering av felles innsamling av prøver i felt. Nedenfor er det gitt budsjettforslag for hvert delmål i dette programmet. Man ser for seg et budsjett for henholdsvis "Overvåkingsmetoder" og " "Kartlegging av nye problemområder" ("Screening-undersøkelser"), mens det er satt opp to budsjetter for hver av delmålene "Opptak og transport i marine nærings-kjeder" (pelagisk og bentisk), samt "Effekter på indikatorarter" (topp-predatorer og fisk). Endelig er det satt opp et budsjett for programstyring, inkludert rapportering og programevaluering, samt et integrert prosjekt på utarbeiding av strategi og anbefalinger om metoder for langsiktig overvåking av disse havområdene.
For opplysninger om Effektprogrammets budsjett, kontakt programkoordinator Gunnar Sander.
Aarkrog, A., S. Boelskifte, H. Dahlgaard, S. Duniec, L. Hallstadius, E. Holm, & J. Smith, 1987. Technesium-99 and cesium-134 as long distance tracers in Arctic Waters. Coastal and Shelf Science; 24: 637-647. AMAP, 1993. The monitoring programme for the Arctic Monitoring and Assessment Programme, AMAP. State Pollution Control Authority, Oslo, AMAP Report 93:3. AMAP, 1996. Report to ministers. AMAP Interim Report to the Third Ministerial Conference, Arctic Environmental Protection Strategy, Inuvik, Canada. Report from the Arctic Monitoring and Assessment Programme Working Group (AMAP WG). AMAP Report 96:1, 76 pp. Arcos, J.C. & M.G. Argus, 1975. Chemical induction of cancer. Structural bases and biological mechanisms, Vol.II. Academic Press, New York Barrie, L. A., D. Gregor, B. Hargrave, R. Lake, D. Muir, R. Shearer, B. Tracey & T. Bidleman, 1992. Arctic contaminants: sources, occurrence and pathways. Sci. Total Environ.; 122:1-74. Boon, J. P., F. Eijgenraam, J. M. Everaats & J. C. Duinker, 1989. A structure-activity relationship (SAR) approach towards metabolism of PCBs in marine animals from different trophic levels. Mar. Environ. Res.; 27: 159-176. Boon, J. P., E. Van Arnheim, S. Jansen, N. Kannan, G. Petrick, D. Schulz, J. C. Duinker, P. J. H. Reijnders & A. Goksøyr, 1992. The toxicokinetics of PCBs in marine mammals with special reference to possible interactions of individual congeners with the Cytochrome P450-dependent monooxygenase system: an overview. In: Persistent Pollutants in Marine Ecosystems. C. H. Walker & D. R. Livingstone (eds). SETAC Special Publication, Pergamon Press. Bothmer, M.H. & D.E. Robertson, 1975. Mercury contamination of seawater samples stored in polyethylene containers. Anal. Chem.; 47: 592-595. Bosveld, A. T. C. & M. Van den Berg, 1994. Effects of polychlorinated biphenyls (PCBs), dibenzo-p-dioxins (PCDDs), and dibenzofurans (PCDFs) on fish-eating birds. Environ. Rev.; 2: 147-166. Cambell, J.A. & P.A. Yeats, 1982. The distribution of iron, nickel, copper and cadmium in waters of Baffin Bay and the Canadian Arctic Archipelago. Oceanol. Acta; 5: 161-168. Colborn, T., F.S. vom Saal & A.M. Soto, 1993. Developmental effects of endocrine-disrupting chemicals in wildlife and humans. Environ. Health Perspect.; 101: 378-384. Cossa D., P. Michel, J. Noel & D. Auger,1992. Vertical mercury profile in relation to arsenic, cadmium and copper at the eastern North Atlantic ICES reference station. Oceanologica acta; 15: 603-608. Dahlgaard, H., 1993. Where does all the Cs and Sr in Greenland waters come from? In: Environmental Radioactivity in the Arctic and Antarctic. P. Strand & E. Holm (eds.). pp. 121-124. Østerås, 1993. Danielsson L.G., B. Magnusson & S. Westerlund, 1985. Cadmium, copper, iron, nickel and zink in the north-east Atlantic Ocean. Mar. Chem.; 17: 23-41. De Boer, J., 1988. Trends in chlorobiphenyl contents in liver of atlantic cod (Gadus morhua) from the North sea, 1979-1987. Chemosphere; 17(9): 1811-1819. Eisler, R. 1985. Cadmium hazards to fish, wildlife and invertebrates: a synoptic review. US Fish Wildl. Serv. biol. Rep.; 85 (1.2). Edmonds, J.S. & K.A. Francesconi, 1977. Methylated arsenic from marine fauna. Nature; 265: 436. Edmonds, J.S. & K.A. Francesconi, 1981. Arseno-sugars from brown kelp (Ecklonia radiata) as intermediates in cycling of arsenic in marine ecosystems. Nature; 289: 602-604. Edmonds, J.S, K.A. Francesconi, J.R. Cannon, C.L. Raston, B.W. Skelton & A.H. White, 1977. Isolation, chrystal structure and synthesis of arsenobenthaine, the arsenic constituent of the western rock lobster Panulirus longipes cygnus George. Tetrahedron Letters; 8: 1543-1546. Espeland, O., L. Kleivane, K. I. Ugland & J. U. Skaare, 1994. Seasonal variation of organochlorine concentrations in Harp seal (Phoca groenlandica) from the Barents Sea region. ICES C.M. 1994/(E+N): 4. Fitzgerald, W. F., 1995. Is mercury increasing in the atmosphere? The needs for an atmospheric mercury network (AMNET). Water, Air and Soil Pollution; 80: 245-254. Fox, G. A. 1993. What have biomarkers told us about the effects of contaminants on the health of fish-eating birds in the Great Lakes? The theory and a literature review. J. Great Lakes Res.; 19 (4): 722-736. Gabrielsen, G. W., J. U. Skåre, A. Polder & V. Bakken, 1995. Chlorinated hydrocarbons in glaucous gulls (Larus hyperboreus) in the southern part of Svalbard. Sci. Total Environ. 160/161: 337-346. Gaul, H. 1992. Temporal and spatial trends of organic micropollutants in the sea water of the Baltic Sea, the North Sea, and the Northeast Atlantic. ICES Mar. Sci. Symp.; 195: 110-126. Guegueniat P., P. Bailly de Bois & R. Gandon, 1995. Estimation of La Hague contribution to the artificial radioactivity of Norwegian waters (1992-1996) and Barents Sea (1992-1997) In: Environmental Radioactivity in the Arctic. Strand, P, and Cooke, A. (eds.) Proceedings of the Second International Conference on the Environmental Radioactivity in the Arctic. ISBN 82-903623 -20-2, Oslo, August 21-25 1995. pp. 102-107. Gustavsson I. & A. Edin, 1985. Trace metal concentrations at four areas along the Swedish west coast. Mar. Poll. Bull.; 16: 419-421. Hansen, C.T., C.O. Nielsen, R. Dietz & M.M. Hansen, 1990. Zink, cadmium, mercury and selenium in minke whales, belugas and narwhales from West greenland. Polar Biol; 10: 529-539. Hart-Hansen, J.P., J. Meldgaard & J. Nordquist, 1991. The Greenland Mummies. McGill-Queens Univ. Press. Hayes, W.J., & E.R. Law (eds.), 1991. Handbook of Pesticide Toxicology. Academic Press Inc., U.S.A. Howard, P.H. (ed.), 1991. Handbook of environmental fate and exposure data for organic chemicals. Vol. III. Pesticides. Lewis Publishers Inc., U.S.A. Hunt,G.J. & P.J. Kershaw, 1990. Remobilisation of artificial radionuclides from the sediment of the Irish Sea. J. Radiol. Prot.; 10 (2): 147-151. IAEA, 1988. Assessing the impact of low level radioactive waste on living marine resources. Technical Reports series no.288. IAEA, Vienna. IASAP, 1997, Report from Working Group 2 of the International Arctic Seas Assessment Program, in prep. Jaworowsky, Z., 1989. Pollution of the Norwegian Arctic: A review. Norwegian Polari Institute Report Ser. No. 55, 105 pp. JRNEG, 1993. Joint Russian-Norwegian Expert Group for Investigation of Radioactive Contamination in the Northern Seas - A survey of artificial radionuclides in the Kara Sea Results from the Russian-Norwegian 1992 expedition to the Barents and the Kara Seas. Østerås, 1993. ISBN 82-993079-1-0. JRNEG, 1994. Joint Russian-Norwegian Expert Group for Investigation of Radioactive Contamination in the Northern Areas - Radioactive contamination at dumping sites for nuclear waste in the Kara Sea. Results of the 1993 expedition to the Kara Sea. Østerås, 1994. ISBN 82-993079-3-7. JRNEG, 1996. Joint Russian-Norwegian Expert Group for Investigation of Radioactive Contamination in the Northern Areas - Dumping of radioactive waste and investigation of radioactive contamination in the Kara Sea. Results from 3 years of investigations (1992-1994) in the Kara Sea. March 1996, ISBNB2-993079-4-5. Karlsson, H., M. Oehme & J. Klungsøyr. 4,5-dichloro-chlordene, a new synthetic internal standard for the quantification of toxaphene and chlordane congeners in fish from the Barents Sea and North Atlantic. Application and Experience. Chemosphere (in press). Kershaw, P.J. & A.J. Baxter, 1993. Sellafield as a source of radioactivity to the Barents Sea. In: Environmental Radioactivity in the Arctic and Antarctic Eds. P. Strand & E. Holm, pp 161-176 . ISBN 82-90362-08-0 Østerås, 1993. Kershaw, P. J., P.A. Gurbutt, D.S. Woodhead, K.S. Leonard, J.M. Reeves, 1995. Estimates of fluxes of cesium-137 in northern waters from recent measurements. In Environmental Radioactivity in the Arctic. Strand, P. & Cooke, A. (eds.). Proceedings of the Second International Conference on Environmental Radioactivity in the Arctic. ISBN 82-903623-20-2, Oslo, August 21.-25. 1995, pp 95-101. Kinloch, D., H. Kuhnlein & D.C.G. Muir. 1992. - Inuit foods and diet: a preliminary assessment of benefits and risks. Sci. Total Environ.; 122: 247-278. Klungsøyr, J., R. Sætre, L. Føyn & H. Loeng, 1995. Man´s impact on the Barents Sea. Arctic; 48: 279-296. Klungsøyr, J., K. Stange, K. Westrheim.& M. Fonn. Aromatic hydrocarbons in Barents Sea sediments. Institute of Marine Research. Fisken og Havet (in press). Klumpp, D.W & C. Burdon-Jones, 1982. Investigation on the potential of bivalve molluscs as indicators of heavy metal levels in tropical waters. Austral. J. Mar. Fresh Water Res.; 33: 285-300. Kryshev, I.I., 1995. Reconstruction and prediction of radioactive contamination of the ecosystems of the arctic seas. In: Environmental Radioactivity in the Arctic. Strand, P. and Cooke, A. (eds.) Proceedings of the Second InternationalConference on the Environmental Radioactivity in the Arctic. ISBN 82-903623-20-2, Oslo August 21.-25. 1995, pp. 23. Kummeneje, K., 1962. Konsentrasjoner av Cesium -137 i kjøtt fra kjøttproduserende sjø- og landpattedyr i Norge i tidsrommet høsten 1961 til sommeren 1962. Forsvarets Forskningsinstitutt FFI Intern rapport F-431, 1962. Law R.J., R.L. Stringer, C.R. Allchin & B.R. Jones, 1996. Metals and organochlorins in sperm whales (Phyceter macrocephalus) stranded around the North Sea during the 1994/1995 winter. Mar. Poll. Bull.; 32 (1): 72-77. Laflamme, R.E. & R.A. Hites, 1978. The global distribution of polycyclic aromatic hydrocarbons in recent sediments. Geochim. Cosmochim. Acta; 42: 289-303. LeBlanc, P.J. & A.L. Jackson, 1973. Arsenic in marine fish and inverterates. Mar. Poll. Bull.; 4: 88-90. Letcher, R.J., 1996. The ecological and analytical chemistry of clorinated hydrocarbon contaminants and methyl sulfonyl-containing metabolites in the polar bear (Ursus maritimus) food chain. Phd thesis, Carleton University, Canada. 169pp. Lie Ø., E. Lied, A. Maage, L. Njaa, & K. Sandnes, 1994. Nutrient content of fish and shellfish. Fisk. Dir. Skr., Ser. Ernæring; 6: 83-105. Lindquist, O. & H. Rodhe, 1985. Atmospheric mercury: a review. Tellus; 37B: 136-159. Lockhart, W.L., D.C.G. Muir, R. Wageman, G. Breskill & T. Savinova, 1995. Methods to assess the effects of chemicals in cold climates. In: A. Linhurst, P. Bordeau & R. G. Tardiff (eds.). Methods to assess the effects of chemicals on Ecosystems. SCOPE 53. John Wiley & sons, 436 pp. Loring D.H., K. Næs, S. Dahle, G.G. Matishov & G. Illin, 1995. Arsenic, trace metals, and organic micro contaminants in sediments from the Pechora sea, russia. Mar. Geol. 128: 153-157. Luten, J.B., G. Riekwel-Booy & A.B. Rauchbaar, 1982. Occurrence of arsenic in plaice (Pleuronectes platessa), nature of organo-arsenic present and its excretion by man. Environ. Health Persp.; 45: 165-170. Lønne, O.J., R. Sætre, S. Tikhnov, G. W. Gabrielsen, H. Loeng, S. Dahle & K. Sjevlagin. Status report on the marin environment of the Barents region. MD rapport, 130 pp., in prep. Laane, R.W.P.M. 1992. Background consentrations of natural compounds in rivers, sea water, atmosphere and mussels. Rikswaterstaat Rep.; DGW-92.033.84. Maage, A., K. Stange & J. Klungsøyr, 1996. Trace elements in fish and sediments from the Barents Sea. Marine Research Institute, Bergen. Fisken og Havet. Mackay, D., W.Y. Schiu & K.C. Ma, 1992a. Illustrated handbook of physical- chemical properties and environmental fates for organic chemicals. Vol. I. Monoaromatic hydrocarbons, chlorobenzenes, and PCBs. Lewis Publishers Inc., U.S.A. Mackay D., W.Y. Schiu & K.C. Ma, 1992b. Illustrated handbook of physical- chemical properties and environmental fates for organic chemicals. Vol. II. Polynuclear aromatic hydrocarbons, polychlorinated dioxines, and dibenzofurans. Lewis Publishers Inc., U.S.A. MAFF, 1993. Ministry of Agriculture, Fisheries and Food, Directorate of Fisheries Research - Aquatic environment monitoring report number 34 - Radioactivity in Surface and Coastal Waters of the British Isles, 1991 Lowestoft, 1993. MAFF, 1995. Ministry of Agriculture, Fisheries and Food, Directorate of Fisheries Research: Aquatic environment monitoring report number 45 - Radioactivity in Surface and Coastal Waters of the British Isles, 1994 Lowestoft MARC Report. 1980. - Environmental hazards of heavy metals: summary evaluations of lead, cadmium and mercury. MARC Rep. 20. Monitoring and Assessment Research Center, Chelsea College, University of London. Mart L. & H.W. Nurnberg, 1984. Trace metal levels in the eastern Arctic Ocean. Sci. Tot. Environ.; 39: 1-14. Martineau, D., P. Béland, C. Desjardins & A. Lagacé, 1987. Levels of organochlorine chemicals in tissue of beluga whales (Delphinapterus leucas) from the St. Lawrence Estuary, Québec, Canada. Arch. Environ. Contam. Toxicol.; 16: 137-147. McKie J.C. & G. Topping, 1982. Mercury levels in tope (Galeorhinus galeus) and saithe (Pollachius virens) in relation to length. ICES C.M. 1982/E:44. Meili, M., 1994. Radiocaesium as ecological tracer in aquatic systems - a review in: Nordic radioecology, the transfer of radionuclides through nordic ecosystems to man. H. Dahlgaard (ed.) Elsevier, pp. 27-139. Molven, A.& A. Goksøyr (eds.), 1992. Organochlorines and PAHs in the marine environment. State of the art and research needs. Royal Norwegian Council for Scientific and Industrial Research, Oslo, ISBN 82-7224-334-2, 120 pp. Monteiro, L. R. & R.W. Furness, 1995. Seabirds as monitors of mercury in the marine environment. Water, Air and Soil Pollution; 80 (1-4): 851-870. Moore R.M., 1981. Oceanographic distributions of zink, cadmium, copper and aluminium in waters of the central Arctic. Geochim. Cosmochim. Acta; 45: 2475-2482. Muir, D.C.G., R. Wageman, B.T. Hargrave, D.J. Thomas, D.B. Peakall & R.J. Norstrom, 1992. Arctic marine ecosystem contamination. Sci. Tot. Environ.; 122: 75-134. Mukai, H. & Y. Ambe, 1987. Detection of monomethylarsenic compounds originating from pesticide in airborne pariculate matter sampled in an agricultural area in Japan. Atmos. Environ.; 21: 185-189. National Academy of Sciences, 1972. Particulate polycyclic organic matter. Biological effects of atmospheric pollutants. Washington, D.C. Niimi, A.J., 1987. Biological half-lives of chemicals in fishes. Rev. Environ. Contam. Toxicol.; 99: 1-46. Norheim, G., J.U. Skaare & Ø. Wiig, 1992. Some heavy metals, essential elements, and chlorinated hydrocarbons in polar bear (Ursus maritimus) at Svalbard. Environ. Pollut.; 77: 51-57. NRCC, 1983. National Research Council Canada - Radioactivity in the Canadian Aquatic Environment NRCC No. 19250 National Research Council Canada Publication no. NRCC 19250. Nriagu J.O. & J.M. Pacyna, 1988. Quantitative assessment of worldwide contamination of air, water and soil by trace metals. Nature; 333: 134-139. NSTF, 1993. North Sea Task Force, 1993. North Sea Quality Status Report 1993. Oslo and Paris Commissions, Olsen & Olsen, Fredensborg, Danmark, p 39. Oehme, M. & S. Mano, 1984. The long range transport of organic pollutants to the Arctic. Fresenius Zeitschrift für Analytische Chemie; 319: 141-146. Oehme, M. & A. Semb, 1989. Transport of chlorinated hydrocarbons from North America and Eurasia to the Arctic. In: On the global significance of the transport and accumulation of polychlorinated hydrocarbons in the Arctic. Abstract of the 8th International Conference of Comite´Arctique International (CAI), Oslo 18-22 September 1989. 14 pp. Oehme, M, J. Klungsøyr, A. Biseth & M. Schlabach, 1993. Quantitative determination of ppq-ppt levels of polychlorinated dibenzo-p-dioxins and dibenzofurans in sediments from the Arctic (Barents Sea) and the North Sea. Analyt. Methods Instrum.; 1(3): 153-163. Oskarsson, A. 1992. Methylmercury. In: Fish as Food. Nordiske seminar og arbejdsrapporter 1992: 568. Nordisk Råd. København, pp. 73-79. Overgaard Nielsen, C. & R. Dietz, 1989. Heavy metals in Greenland seabirds. Meddelelser om Grønland. Bioscience; 29: 1-26. Pacyna, J.M., 1984. Estimation of the atmospheric emissions of trace elements from anthropogenic sources in Europe. Atmos. Environ.; 18: 41-50. Pacyna, J.M. & G.J. Keeler, 1995. Sources of mercury in the Arctic. Water, Air and Soil Pollution; 80: 621-632. Pacyna, J.M. & M. Oehme, 1988. Long-range transport of some organic compounds to the Norwegian Arctic. Atmos. Environ; 22: 243-257. Patterson, C.C., 1974. Lead in sea water. Science; 183: 553-554. Ruiter A., 1995. Contaminants in Fish. In: Fish and fishery products. A. Ruiter (ed)., Cab International, pp. 260-285. Peakall, D. B. & G. A. Fox., 1987. Toxicological investigations of pollutant-related effects in Great Lakes gulls. Environ. Health Perspect.; 71: 187-93. Poston, T.M. & D.C. Klopfer, 1988. Concentration factors used in the assessment of radiation dose to consumers of fish: A review of 27 radionuclides. Health Physics; 55: 751-766. Reijnders, P.J.H., 1983. Man induced environmental factors in relation to fertility changes in Pinnipeds. ICES CM 1983/N:11. Richardson, M., M. Egyed & D.J. Currie, 1995. Human exposure to mercury may decrease as acidity deposity increases. Water, Air and Soil Pollution; 80 (1-4): 31-39. Roots, E.F., 1982. The changing Arctic Marine Environment: Some Basic Considerations. In: The Arctic Ocean. The Hydrographic Environment and the Fate of Pollutants. L. Rey (ed.). London: Comitè Arctique International, Macmillan Press. London. Ruiter, A., 1995. Contaminants in fish. In: Fish and fishery products. A. Ruiter (ed.), Cab International, pp. 260-285. Savinova, T. N., G. W. Gabrielsen & S. Falk-Petersen, 1995. Chemical pollution in the Arctic and Sub-arctic marine ecosystem: an overview of current knowledge. NINA fagrapport; 1: 1-68. Schmidt, D. & P. Freimann, 1984. AAS ultrastructure determination of mercury in the North Sea, the Baltic Sea and the Arctic Ocean. Fresnius Z. Anal. Chem.; 317: 385-387. Settle, D.M. & C.C. Patterson, 1980. Lead in albacore: guide to lead pollution in Americans. Science; 207: 1167-1176. Sickel, M.A.K., T.D. Selnæs, G.C.Christensen, B.Bøe, P. Strand & T. Hellstrøm, 1995. Radioactivity in the marine environment. Report from the national surveillance programme. Strålevernrapport 1995:1, Statens Strålevern, Østerås, 1995. Skaare, J.U., O. Espeland, K. I. Ugland, A. Bernhoft, Ø. Wiig & L. Kleivane, 1994. Organochlorine contaminants in marine mammals from the Norwegian Arctic. International Counsil for Exploration of the Sea, Counsil Meeting 1994/(E+N): 3. 16 p. Smith, J.N., K.M. Ellis, S. Forman, L. Polyak, G. Ivanov, D. Matishov, L. Kilius & S. Dahle, 1995. Radionuclide sources in the Barents and Kara Seas. In: Environmental Radioactivity in the Arctic. P. Strand & A. Cooke (eds.) Proceedings of the Second International Conference on the Environmental Radioactivity in the Arctic. ISBN 82-903623-20-2, Oslo August 21.-25. 1995, pp 179-185. Sprunk Jansen, E., 1983. Maarmorilik environmental impact of an arctic mine. Colld. Regions Sci. Technol.M; pp. 343-348. Stange, K. & Klungsøyr, J. Organochlorine contaminants in fish and polycyclic aromatic hydrocarbons in sediments from the Barents Sea. ICES J. Mar. Sci. (in press). Stange, K., Maage, A. & Klungsøyr, J. 1996. Contaminants in fish and sediments in the North Atlantic Ocean. Tema Nord; 522: 79 pp. STUK, 1993. Monitoring of radionuclides in the Baltic Sea 1989-1990. Supplement 10 to the annual report STUK-A89, Strålsakerhetssentralen, Helsinki 1993. Sweet, C.W. & D.F. Gatz, 1987. Vapour-particle ratios for airborne mercury, arsenic and selenium at urban sites in Illinois. In: SE Lindberg and TC Hutchinson (eds): Heavy metals in the environment. new Orleans. CEP Consultants Ltd. Edinburgh, UK. Pp. 33-35. Taguchi, Y. 1971. Nippon Eiseigaku Zasshi; 25: 563. Tatsumoto, M. & C.C. Patterson, 1963. The concentration of common lead in sea water. In: J. Geiss & E.D. Goldberg (eds.). Earth Science and Meteorites. North Holland Publ.Co., Amsterdam, pp. 74-89. Thomas D.J., 1983. Background concentrations of dissolved mercury in the southern Beaufort Sea and their relationship with salinity an dissolved and particulate organic matter. SeaKem Oceanography Ltd., Sidney, B.C. Report for Dome Petroleum Ltd., Calgary, Alta. Thye Hansen C., C. Overgaard Nielsen, R. Dietz & M. Munk Hansen, 1990. Zinc, cadmium, mercury and selenium in minke whales, belugas and narwhales from western Greenland. Polar Biol.; 10: 529-539. Topping, G. & W.C. Graham, 1978. Mercury levels in ling (Molva molva), dogfish (Squalus acanthias) and blue whiting (Micromesistius poutassou) in relation to age, length, weight and sampling area. ICES C.M. 1978/E:34. UNEP, 1992. The world environment 1972-1992 (M.K Tolba & O.A El-Kholy (eds.)). Chapman and hall, London. UNSCEAR, 1993. Fuel reprocessing. In Sources and Effects of Ionising Radiation. United Nations Committee on the Effects of Atomic Radiation 1993. Report to the General Assembly, With scientific Annexes. United Nations, New York. Varanasi, U. (ed.), 1989. Metabolism of Polycyclic Aromatic Hydrocarbons in the Marine Environment. CRC Press, Florida, U.S.A. Venkatesan, M.I., 1988. Occurrence and possible sources of perylene in marine sediments - a review. Mar. Chem.; 25: 1-27. Vinje, T. & Kvambekk, A.S. 1991. Barents Sea drift ice characteristics. Sakshaug, E., Hopkins, C.C.E. & Øritsland, N.A. (eds.). Proceedings from the Pro Mare Symposium on Polar Marine Ecology, Trondheim, 12-16 May 1990. Polar Research; 10 (1). Vlasov, S.V. & S.A. Melnikov, 1990. Chloroorganic pesticides and polychlorinated biphenyls in Arctica. USSR State Committee for Hydrometeorology, Arctic and Antarctic Research Institute, Leningrad. Wagemann, R. et al., 1995. Wagemann, R., N.B. Snow, A. Lutz & D.P. Scott. 1983. Heavy metals in tissue and organs of the narwhale (Monodon monoceros). Can. J. Fish. Aquat. Sci.; 40: 206- 214. Wagemann, R., R.E.A. Stewart, P. Béland & C. Desjardins, 1990. Heavy metals in tissues of beluga whales from various locations in the Canadian arctic and the St. Lawrence liver. Can. Bull. Fish. Aquat Sci.; 224: 191-206. Wang, W.X. & N.S. Fisher, 1996. Assimilation of trace elements and carbon by the mussel Mytilus edulis: Effects of food composition. Limnol. Oceanogr.; 41: 197-207. Wang-Andersen, G., J.U. Skaare, P. Prestrud & E. Steinnes, 1993. Levels and congener pattern of PCBs in Arctic Fox, Alopex lagopus, in Svalbard. Environ. Poll.; 82: 269-275. Wania, F. & D. Mackay, 1993. Global fractionation and cold condensation of low volatility organochlorine compounds in polar regions. Ambio; 22: 10-18. Weiss, H.V., K. Chew, M. Guttman & A. Host, 1974. Mercury in the environs of the north slope of alaska. In: J.C. Reed, J.E. Slater & W.W. Gunn (eds) - The coast and shelf of the Beaufort sea. Proc. Symp. Beaufort sea Coast and Shelf Res. Arctic Institute, NA. Wheatley, B. & M. Wheatley, 1988. Metylmercury in the Canadian arctic environment past and present - natural or industrial? Arctic Med. Res.; 47: 163-167. WHO, 1989. Lead - environmetal aspects. Env. Health criteria 85. WHO Geneva. 106 pp. WHO, 1989. Mercury - environmetal aspects. Env. Health criteria 86. WHO Geneva. 115 pp. Williams, T.M., A. B. Mackenzie & R. D. Scott, 1988. Radionuclide distribution in the surface sediments of Loch Etive. In J.C.Guary, P. Guegueniat and R.J. Pentreath, (eds.) Radionuclides as a tool for oceanography. Elsevier Applied Science, London and New York, pp. 341-350. Woodhead, D.S., 1973a. Levels of radioactivity in the marine environment and the dose commitment to marine organisms. In Radioactive Contamination of the marine environment International Atomic Energy Agency, Vienna, pp. 499-525. Woodhead, D.S., 1973b. The radiation dose received by plaice (Pleuronectes platessa) from the waste discharged into the north-east Irish sea from the fuel reprocessing plant at Windscale. Health Phys.; 25: 115-121. Yamachi, H. & Y. Yamamura, 1984. Metabolism and ezcretion of orally ingested trimethylarsenic in man. Bull. Env. Contamin. Toxicol.; 32: 682-687.
|
|||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||
| Home | Go to Table of Contents | |||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||
| Top of page | ||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||