Transcript Den grønne manual

Den grønne manual
Tiltaksmetoder og opprydding i
sedimenter i Norge
Rapport från projekt Hav möter Land
ADRESSE
COWI AS
Grensev. 88
Postboks 6412 Etterstad
0605 Oslo
TLF
WWW
+47 02694
cowi.no
JANUAR 2013
ØSTFOLD FYLKESKOMMUNE – HAV MØTER LAND
DEN GRØNNE MANUAL
TILTAKSMETODER OG OPPRYDDING I SEDIMENTER I NORGE
Rapportnummer: 9
Rapportnummer hos Länsstyrelsen: 2013:25
ISSN: 1403-168X
Utgivare: Hav möter Land, Länsstyrelsen i Västra Götalands län
Omslagsfoto: bakgrund Claes Hillén
Rapporten finns på www.havmoterland.se
OPPDRAGSNR.
A031874
DOKUMENTNR.
1
VERSJON
3
UTGIVELSESDATO
17. Januar 2013
UTARBEIDET
Roger M Konieczny
KONTROLLERT
Stein Broch Olsen
GODKJENT
Stein Broch Olsen
INNHOLD
1
1.1
1.2
1.3
Innledning
Valg av bistand
Formål og målsetting
Innhold og omfang
6
6
7
7
2
2.1
2.2
2.3
2.4
2.5
Historikk og miljøstatus i Norge
Kartleggingsarbeidet
Kunnskapsmangelen
Ambisjoner og prioritering
Utløsende faktorer
Type problemområder
8
8
8
9
9
10
3
De 5 pilotprosjektene
11
4
4.1
4.2
4.3
4.4
4.5
De fylkesvise tiltaksplanene
Innledende kartlegging – Fase 1
Risikovurdering og tiltaksplan – Fase 2
Oppfølging av tiltaksplanen – Fase 3
Helse- og miljøfarlige kjemikalier
OSPAR Retningslinjer
12
12
12
13
13
14
5
Oppfølgende handlingsplan
15
6
Det nasjonalt sedimentrådet
17
7
7.1
7.2
Den nasjonale kunnskapsbasen
Sjøområder med skipsverft
Småbåthavner
18
19
20
8
8.1
8.2
8.3
8.4
8.5
8.6
8.7
8.8
8.9
8.10
8.11
8.12
8.13
Modell for tiltaksplaner
Trinn 1A – Tiltaksområdet
Trinn 1B – Miljømålsettinger
Trinn 1C – Rammebetingelser
Trinn 1D – Historisk gjennomgang
Trinn 1E – Kommunikasjonen
Trinn 1F – Finansieringsplan
Trinn 2A – Problemformulering
Trinn 2B – Tiltaksalternativer
Trinn 3 – Miljøvurderinger
Trinn 4 – Testing og beslutning
Trinn 5 – Tiltaksplanlegging
Trinn 6 – Tiltaksgjennomføring
Nasjonal status - dette har vi gjort
22
22
24
25
28
28
29
29
30
31
32
33
33
33
9
9.1
9.2
9.3
9.4
9.5
9.6
9.7
De 5 prinsipper for tiltak
Nullalternativet
Naturlig sedimentasjon
Behandling på stedet
Isolering på stedet
Fjerne og behandle
Fjerne og isolere
Tiltaksalternativer - Topp 5
35
36
38
38
41
45
51
55
10
10.1
10.2
10.3
10.4
10.5
10.6
10.7
10.8
Mudringsmetodikk
Status på mudring
Mekanisk mudring
Hydraulisk mudringsmetoder
Kombinerte teknologier
Spredningshindring
Transport av sedimenter
Massetap ved opprydding
Deponering av sedimenter
56
57
58
62
64
67
69
69
71
11
11.1
11.2
11.3
11.4
Sedimentprøvetaking
Manuell innsamling
Grabb-prøvetakere
Box corer-grabb
Kjerneprøvetakere
72
73
73
75
75
12
12.1
12.2
12.3
Analyser i tiltaksarbeider
Kjemiske analyser i tiltak
Biologiske analyser i tiltak
Fysiske analyser i tiltak
77
77
78
78
13
13.1
13.2
13.3
13.4
13.5
Pilotprosjekter i Norge
Sandefjord havn
Kristiansand havn
Trondheim havn
Tromsø havn
Horten havn
79
80
81
82
83
84
14
14.1
14.2
14.3
Tiltaksprosjekter i tidligfase
Harstad havn
Ramsund orlogsstasjon
Opprydding i Laksvågen
85
86
87
88
15
15.1
15.2
15.3
15.4
15.5
15.6
15.7
Fullskala tiltaksprosjekter i Norge
Eitrheimsvågen - Odda
Haakonsvern orlogsstasjon
Aker Stord Verft
Oslo havn
Hammerfest havn
Kadettangen - Bærum havn
Kongsgårdbukta, Kristiansand
89
90
91
92
93
94
95
96
16
16.1
16.2
Internasjonale prosjekter
New Bedford Harbor Capping
Palos Verdes Shelf Capping
97
98
99
17
Etterskrift
100
1
Innledning
Østfold fylkeskommune har via Temagruppe 3.6 i det nordiske samarbeidsprosjekt "Hav møter land", anmodet
om faglig bistand til utarbeidelse av en oversikt over status i arbeidet med forurensede marine sediment i Norge.
Tittelen for dette arbeidet er satt til; "Beskrivelse av håndtering av forurensede sedimenter i Norge". Primært var
det ønskelig å få gjennomgått ulike relevante metoder for håndtering av forurensede sedimenter, tiltaks- og
oppryddingsalternativer, kontroll og overvåking av tiltaksprosjektene, samt de gjeldende myndighetskrav knyttet
til opprydning.
Prosjektet "Hav møter Land" skal bidra til langsiktig, bærekraftig verdiskaping basert på ressursene i våre havog kystområder i Kattegat- og Skagerrak-regionen. Prosjektet er et samarbeid mellom 26 partnere i Norge,
Sverige og Danmark.
1.1
Valg av bistand
Rådgiverselskapet COWI AS i Oslo, med seniorrådgiver Roger M. Konieczny ved avd. for Vannmiljø, har
forfattet sammenstillingen i samråd med sine kolleger. Han er cand. scient. i maringeologi fra Universitetet i
Oslo. Videre har han arbeidet innen fagområdet i 30 år og har bred erfaring med problemstillingene i det
nasjonale sedimentarbeidet og med oppryddingsteknologi generelt. I perioden 1991-2001 var han involvert i
kartleggingsarbeidet av miljøsituasjonen i Norge.
Fra Hav Møter Land
Bidrag i flere tiltaksutredninger, pilotprosjekter og fysiske oppryddingsprosjekter, som Haakonsvern, Aker
Stord, Kollevågen, Kristiansand, Sandefjord, Hammerfest, Harstad og Kadettangen i Bærum, er relevant
informasjon for denne utredningen. I de avsluttede store mudre- og deponeringsarbeidene i Oslo havn, fungerte
Konieczny som kontrollansvarlig for miljø (2005-2008).
Mye av den nevnte kartleggingen av havneområder og sjøområdene langs kysten på begynnelsen av 90-tallet,
har dannet grunnlaget for de nasjonale fylkesvise tiltaksplanene. Gjennom engasjementer hos sentrale
myndigheter (1992-1996 og 1999-2001) har han også hatt direkte innflytelse på deler av den nasjonale
utviklingen innen arbeidet med forurensede sedimenter.
1.2
Formål og målsetting
Hensikten med gjennomgangen av de valgte temaene, er primært å etablere et oversiktlig og brukervennlig
digitalt verktøy, til anvendelse for statlige og kommunale myndigheter, konsulenter og tiltakshavere, i
tilknytning til det fremtidige arbeidet med sedimentproblematikk. Det er derfor funnet hensiktsmessig å benytte
elektroniske lenker, både internt i dokumentet og til annen ekstern relevant informasjon på Internett. I
Temagruppens møte den 31. august 2012, ble det lagt noen føringer for det ønskede resultatet. Sammenstillingen
skulle utformes som en rapport, hvor deler av innholdet på sikt kunne omformes til elektronisk tilgjengelig
informasjon på prosjektets eksisterende nettsider. Det var også ønskelig at det ble benyttet mye illustrasjoner og
foto for å lette tilgjengeligheten av informasjonen.
1.3
Innhold og omfang
På bakgrunn av ovennevnte temaer skal det videre utarbeides en
oversikt over de mest relevante tiltak for forurensede
muddermasser. Det skal legges vekt på BAT1, BEP2 og dagens
nasjonale status knyttet til sedimenter i sjøområdene våre. Videre
skal det legges vekt på å fremheve fordeler og ulemper ved de
ulike eksemplene på tiltaksmetodene som er relevante å
gjennomføre i fremtiden.
Det skal også redegjøres for hvordan eller i hvilken grad
retningslinjene fra OSPARCOM3 (OSPAR 2009) er implementert i
myndighetenes tiltaks- og sedimentarbeider, som en del av
rammebetingelsen. I de tilfeller der disse retningslinjene ikke
benyttes i praksis, skal alternative regelverk, veiledning og
beslutningsgrunnlag vurderes. Det skal også gis en beskrivelse av
kriterier og nivåer som er akseptable i Norge.
Deponiet på Langøya Foto: NOAH
Videre er det fremmet ønske om å fremheve to tiltaksalternativer, hhv. deponering av mudringsmasser i
strandsonen og deponering på landarealer. Det er valgt å ikke omtale de nevnte to alternativer særskilt, men den
etterspurt informasjon vil fremgå av den generelle gjennomgangen av de 5 prinsipper for tiltak i dette
dokumentet. For å oppnå ett helhetlig bilde av problematikken, er det ansett nødvendig å innlede rapporten med
en gjennomgang av den historiske tilnærmingen og utviklingen av problemområdet i Norge. Det er også valgt å
inkludere prinsippene for å etablere vellykkede oppryddingsprosjekter, samt hvordan utviklingen av nasjonale
rammebetingelser innen fagfeltet forurensede sedimenter har foregått.
1
BAT = Best Available Technology, brukes ofte for å beskrive de beste tilgjengelige metodene eller State-of–the-Art.
2
BEP = Best Environmental Practice, omfatter implementering med minimal påvirkning på arter, populasjoner og habitater.
3
OSPARCOM = Oslo-Paris Commission
2
Historikk og miljøstatus i Norge
For 20 år siden ble "Handlingsplan for opprydding" lansert (SFT rapport 92:32, TA-884/1992), et dokument
som oppsummerte status etter mer enn 10-15 års kartlegging og overvåking av landarealer og i våre mest
forurensede industrialiserte fjordområder. Riktignok, ble den første reelle sedimentoppryddingen i
Eitrheimsvågen, avsluttet i 1992. Men denne Handlingsplanen anses for å være startpunktet for de påfølgende,
mer konkrete sedimentarbeidene i Norge.
I det følgende tar manualen for seg den nasjonale tilnærmingen. Det bør påpekes at denne utviklingen over tid,
ikke nødvendigvis har vært optimal, mht. valg og beslutninger som er tatt i prosessen, på veien mot en
bærekraftig håndtering av problemet.
2.1
Kartleggingsarbeidet
Det ble i denne handlingsplanen nedfelt flere langsiktige, overordnede miljømål for sedimentene i sjøområdene.
Arbeidene startet med en utarbeidelse av sammenstilling over data fra forurensede marine sedimenter i Norge
(SFT 1994a). Denne oversikten viste at det var store hull i datamaterialet og en intensiv kartlegging av
forurensningsnivåer i sedimenter og organismer i havner og kystområder ble igangsatt.
De sonderende sedimentundersøkelsene Fase 1, Fase 2 og Fase 3 var en del av dette arbeidet. Denne
kartleggingen ble utført i perioden 1993-1996 og var et supplement til den nasjonale overvåkingen av kyst og
hav som hadde pågått siden sent på 70-tallet, innenfor Statlig Program for Forurensningsovervåking (SPFO).
Supplerende data er over to tiår, generert gjennom vårt bidrag til OSPAR-overvåkingsprogrammet JAMP4.
2.2
Kunnskapsmangelen
Kunnskapen omkring oppryddingsmetoder var også sparsom på begynnelsen av 90-tallet. Derfor tok SFT (Klif)
initiativet til å danne en uoffisiell ekspertgruppe i 1993. Gruppen besto av et utvalg rådgivere som arbeidet
innenfor fagfeltet i Norge (NIVA, NGI, DNV og AQT 5) og ble gitt mandatet med å fremskaffe oppdatert
internasjonal kunnskap om håndtering av sedimenter og tiltaksmetoder.
4
JAMP = Joint Assessment Monitoring Programme
5
AQT = Aquateam Norsk Vannteknologisk Senter AS
Gruppen jobbet utover 90-tallet i tett samarbeid med nøkkelpersoner hos daværende og fremtidige tiltakshavere
som SFT (Klif), Oslo havnevesen og Forsvaret. Det ble under gruppens virketid utarbeidet flere nasjonale
kunnskapsdokumenter og internasjonale publikasjoner. Dokumentene var basert på erfaringer fra internasjonale
fagkonferanser og studiebesøk i blant annet USA, Canada, Japan og Nederland. Det er gitt noen referanser til
ekspertgruppens arbeid, men de fleste utarbeidete dokumenter er ikke lenger tilgjengelige i elektronisk format.
●
Rapport fra deltakelse på ASCE Dredging '94, Orlando, USA (DNV, ed.)
●
Rapport fra deltakelse på Internasjonal Sediment Konferanse, Canada (DNV, ed.)
●
Rapport fra Forsvarets studietur til Japan 1994 (ENCO, ed.)
●
Rapport fra SFTs studietur til Nederland 1995 (NGI, ed.)
●
Rapport fra deltakelse på ICCS '97, Rotterdam, Nederland (AQT, ed.)
●
Rapport til Oslo Havnevesen om strandkantdeponier i Oslo havn (NGI, ed.)
●
Internasjonal publikasjon fra ekspertgruppen 1998
2.3
Ambisjoner og prioritering
Våre havner og fjordområder har gjennom lang tid blitt tilført forurensninger fra ulike virksomheter og
aktiviteter, som f. eks. industri og avfallshåndtering. Miljøgifter er avsatt på sjøbunnen og forurensede
sedimenter (sekundærkilde) og utgjør sammen med dagens utslipp (primærkilder) en betydelig belastning på
organismer og økosystemer.
Utlekking av miljøgifter fra sedimentene på sjøbunnen vil kunne pågå i lang tid. Dette kan bidra til at
miljøproblemer fortsetter å eksistere selv om øvrige tilførsler stanses. For å redusere eller fjerne
miljøproblemene er det derfor nødvendig å rydde opp i sedimentene. Resultatene fra den samlede
kartleggingen, hvor det ble avdekket høye konsentrasjoner av miljøgifter i mer enn 100 områder, ble
oppsummert i et strategidokument med prioriteringer og føringer (SFT 1998).
Nær sagt overalt hvor det letes i sedimentene i nærheten av industrivirksomhet og større
befolkningskonsentrasjoner, blir forurensningene påtruffet (f.eks. konvensjonelle havner, verftsindustri,
fiskerihavner, småbåthavner, mm.).
Den første fasen ble avrundet med utarbeidelse av dokument hvor de samfunnsmessige aspektene ved
forurensede marine sedimenter ble grundig vurdert, de viktigste utfordringer drøftet, og de nasjonale
ambisjonene med hensyn til opprydding ble lagt. Rapporten med prioriterte satsingsområder, dannet et viktig
grunnlag for Miljøverndepartementet sitt strategiske arbeid med sedimentproblematikken (SFT 2000).
2.4
Utløsende faktorer
Miljøgiftene som over tid har akkumulert på og i sjøbunnen (sekundær kilde), blir kontinuerlig utsatt for
kjemiske og biologiske prosesser. Dette fører både til utlekking og spredning av miljøgifter fra sedimentene i de
mest belastede områdene. Men det er primært fysiske forstyrrelser av sedimentene som er av betydning og kan
utløse behov for tiltak. I tillegg til strøm og bølger er båt- og skipstrafikk og tilhørende aktiviteter på grunt vann,
de viktigste faktorene. Derfor ble dette temaet også prioritert og særskilt drøftet i overnevnte rapport. En
intensiv utredning omkring skipstrafikk og propellerosjon ble igangsatt.
Eldre og ny informasjon om dette temaet finnes bl.a. i rapportene:
●
NIVA 1995 – Oppvirvling fra ferger i Bjørvika, Oslo havn
●
SFT 2002 (TA-1869/2002) – Oppvirvling i Kristiansandsfjorden
●
NIVA 2002 – Oppvirvling ved kaiene i Skienselva
●
DNV 2005 – Oppvirvling og spredning fra Color Line kaia, Sandefjord havn
●
DNV 2007 – Oppfølgende undersøkelser fra Color Line kaia, Sandefjord havn
●
DNV 2009 – Oppvirvling ved Pronova/Oleon industrier, Sandefjordsfjorden
●
NIVA 2010 – Oppvirvling ved Rafnes industriområde, Frierfjorden
●
NIVA 2012a – Oppvirvling ved Herøya industriområde, Frierfjorden
●
NIVA 2012b – Oppvirvling ved Hydro Sunndal kaiområde, Sunndalsfjorden
Oppvirvling, spredning og opptak av miljøgifter i organismer og mer direkte eksponering gjennom
næringskjedene, påvirker organismer negativt. Gjennom fangst ender stoffene til slutt opp på vårt spisebord. I
svært mange områder inneholder sjømat så høye konsentrasjoner av enkelte miljøgifter, at myndighetene har gitt
kostholdsråd mot konsum. I enkelte områder er det også gitt omsetningsrestriksjoner.
Kostholdsråd og omsetningsrestriksjoner kan derfor utløse et overordnet ønske om eller et behov for å rydde opp
i sedimentene, med målsetting om på sikt å oppheve dette (se også Miljøstatus i Norge). Kostholdsrådene ble
også hovedmotivet for de prioriteringer som ble gjort i tilknytning til Fase 1 av de fylkesvise tiltaksplanene.
2.5
Type problemområder
Det ble i det videre arbeidet funnet hensiktsmessig å dele inn problemområdet i følgende kategorier med
tilhørende karakteristikker:
Høyrisikoområder:
Mindre områder, høye konsentrasjoner av miljøgifter, ofte med
stor spredningsfare og et lite antall ansvarlige.
Havner:
Middels store områder, relativt høye konsentrasjoner, stor
spredningsfare, stort antall forurensere, men gjerne med én
hovedansvarlig for området (havnevesenet).
Hele kyst- eller fjordområder:
Store områder, varierende konsentrasjoner (inkluderer bl.a.
områder med høyrisikoområder og havner), mindre
spredningsfare fra området, stort antall ansvarlige.
Industrifjorder:
Spesialtilfeller av fjordområder. Store
konsentrasjoner, mindre antall ansvarlige.
områder,
høye
Lenke til originalkart
Figuren over til høyre, ble utarbeidet av SFT (Klif) og viser kartlagte problemlokaliteter lang kysten og
fordelingen på de ulike områdekategoriene. Fordelingen synes å være forholdsvis jevnt fordelt på hver av de 4
kategoriene. Dog finnes det også områder som består av mer enn en kategori. Pålegg gitt til ulike bransjer og i
problemområder, f.eks. skipsverft, småbåthavner og havner, har blitt benyttet som et virkemiddel i tiltaksprosessen.
Pålegg mot 11 havner og oppsummeringen i tabell 1 er typiske eksempler.
3
De 5 pilotprosjektene
Før år 2000 var det gjennomført svært få storskala oppryddingstiltak i Norge. Derimot er det kjent at
miljøopprydding i sedimenter har foregått siden 1960-tallet internasjonalt. Men erfaringer fra andre land ble ikke
ansett for alltid å være direkte overførbare til norske forhold.
Kunnskapsmangler knyttet til teknologiske løsninger, effekter av løsningene og av miljøgiftene i miljøet,
utgjorde en vesentlig utfordring i det nasjonale oppryddingsarbeidet.
Det ble derfor besluttet å starte opp 5 pilotprosjekter Norge i 2001/2002, for å skaffe mer førstehåndskunnskap
om hvordan opprydding i forurensete sedimenter best kan organiseres og gjennomføres. I tillegg var det behov
for å få mer praktisk erfaring fra ulike typer prosjekter. Staten bidro med ca. NOK 28 mill. til prosjektene i 2001
og 2002. I tillegg til midler fra SFT, bidro hvert prosjekt med egne midler. Følgende prosjekter ble valgt etter en
nasjonal søknadsprosess:
●
Sandefjord havn – Sugemudring og etablering av gruntvannsdeponi (kapittel 13.1)
●
Kristiansand havn – Tildekking ved dumping og miljøoppfølging (kapittel 13.2)
●
Trondheim havn – Storskala mudring og massestabilisering (kapittel 13.3)
●
Tromsø havn - Utredninger om tiltak i strømrike områder (kapittel 13.4)
●
Horten havn – Mudring og utlekking av TBT fra landdeponi (kapittel 13.5)
Prosjektene hadde ulik varighet, men de fleste skulle være avsluttet innen utgangen av 2004. Hvert av
prosjektene blir mer utførlig omtalt i kapittel 13 i manualen.
C:\Users\roko\Dropbox\Hav møter land\DEN GRØNNE MANUAL_17.01.13.docx
4
De fylkesvise tiltaksplanene
Med Stortingsmelding nr. 12 – "Rent og rikt hav" (2001-2002), ble en
ny fase i det nasjonale sedimentarbeidet innledet. Det ble i denne
meldingen foreslått å utarbeide såkalte Fylkesvise tiltaksplaner, for de
områdene langs kysten der sjøbunnen var mest forurenset.
Målet var å sikre og samordne en helhetlig innsats for å redusere
miljøgiftproblemene og på sikt etablere bærekraftige og optimale
oppryddingsprosjekter i hvert enkelt av områdene.
Arbeidet skulle gjennomføres trinnvis og startet i 2003. I forbindelse
med pålegget om oppstarten, ble det utarbeidet et dokument med
retningslinjer og føringer for arbeidet "Veiledning til Fylkesmennene".
4.1
Innledende kartlegging – Fase 1
Foto: Erling Svensen
De fylkesvise tiltaksplanene skulle i den innledende Fase 1, ta for seg kartlegging av potensielle
forurensningskilder på landarealene og inneholde vurderinger av hvilke områder som burde prioriteres for
fremtidig opprydding. I alt 29 kystområder, hvor det allerede forelå kostholdsråd gitt av Mattilsynet, ble valgt ut
i første omgang. Forurensningssituasjonen i sjøområdet, forurensningskilder på land og kunnskapsgrunnlaget ble
kartlagt i alle disse områdene.
4.2
Risikovurdering og tiltaksplan – Fase 2
Av de 29 kystområdene ble i 2003 i alt 17 områder prioritert for utarbeidelse av tiltaksplaner i Fase 2. Det var
ulike årsaker til at de siste 12 ikke ble prioritert i denne omgang. I enkelte områder viste kartleggingene at
forurensningssituasjonen var mindre alvorlig, enn man først hadde antatt. I andre områder må det ryddes opp i
kjente forurensningskilder på land, før man kan gjøre fornuftige tiltak i forhold til den forurensede sjøbunnen.
Prioriteringen ble også gjort ut fra ressurshensyn. Forurensningssituasjonen i de 17 nå prioriterte områdene er
vurdert opp mot ønsket miljøtilstand. Det er gjennomført tilleggsundersøkelser og risikovurderinger av de
forurensede sedimentene, og foreslått tiltak som skal gjennomføres. Kostnader og effekter av tiltakene er vurdert,
og det er laget tidsplaner for arbeidet. Tiltaksplanene for Fase 2 var hovedsakelig ferdige ved utgangen av 2005.
C:\Users\roko\Dropbox\Hav møter land\DEN GRØNNE MANUAL_17.01.13.docx
4.3
Oppfølging av tiltaksplanen – Fase 3
Miljøvernavdelingene hos Fylkesmannen har hatt hovedansvaret for å få utarbeidet disse fylkesvise tiltaksplaner
for forurenset sjøbunn. Klima- og forurensningsdirektoratet (Klif) og Fylkesmannen ble tillagt et felles ansvar
for at planene følges opp videre og for at det på sikt blir ryddet opp i de mest forurensede sjøområdene langs
kysten.
Oppfølgingen av tiltaksplanene gjøres blant annet ved å legge
til rette for samarbeid mellom lokale aktører, ved pålegg til de
ansvarlige for forurensningen å rydde opp i sine områder eller
bidra med midler der ansvarlige ikke er kjent.
Klif og Fylkesmannen behandler søknader om tiltak i
forurenset sjøbunn på hver sine områder, og kan også kreve at
det gjennomføres videre undersøkelser eller overvåking. Som
supplementer til den første veilederen, er det også utarbeidet
"Veileder for håndtering av forurensede sedimenter" (2004) og
"Veiledningen for fullføring av Fase 2" (2005).
Som nevnt innledningsvis under kapittel 1.2 Formål og
målsetting, er utarbeidelsen av "Den grønne manualen" ment å
være et nyttig hjelpemiddel til miljømyndighetenes arbeid.
I 2005 ble arbeidet med de helhetlige tiltaksplanene avsluttet og det foreligger totalt 41 (Fase 1 og Fase 2) som er
samlet på Klifs nettside Fylkesvise tiltaksplaner. De respektive tiltaksplanene blir ikke omtalt videre her, men
enkelte av dem blir referert i tilknytning til gjennomgang av utvalgte eksempler på tiltak senere i manualen.
4.4
Helse- og miljøfarlige kjemikalier
Stortingsmelding nr. 21 (2004-2005) omhandler Regjeringens miljøvernpolitikk og rikets miljøtilstand. Her
finner vi målene for redusert påvirkning fra helse- og miljøfarlige kjemikalier. Målene er delt i følgende:
Strategisk mål:
Utslipp og bruk av helse- og miljøfarlige kjemikalier skal ikke føre til helseskader eller skader på naturens evne
til produksjon og selvfornyelse. Konsentrasjonene av de farligste kjemikaliene i miljøet skal bringes ned mot
bakgrunnsnivået for naturlig forekommende stoffer, og tilnærmet null for menneskeskapte forbindelser.
Nasjonale resultatmål:
●
Utslipp av enkelte miljøgifter (jf. prioritetslisten og kriteriene) skal stanses eller reduseres vesentlig innen
2000, 2005 og 2010.
●
Utslipp og bruk av kjemikalier som utgjør en alvorlig trussel mot helse og miljø skal kontinuerlig
reduseres i den hensikt å stanse utslippene innen en generasjon (dvs. innen 2020).
●
Risiko for at utslipp og bruk av kjemikalier forårsaker skade på helse og miljø skal reduseres vesentlig.
●
Spredning av miljøgifter fra forurenset grunn skal stanses eller reduseres vesentlig. Spredning av andre
helse- eller miljøfarlige kjemikalier skal reduseres på bakgrunn av en konkret risikovurdering.
●
Sedimenter (bunnmasser i vann) som er forurenset med helse- eller miljøfarlige kjemikalier skal ikke
medføre fare for alvorlige forurensningsproblemer.
C:\Users\roko\Dropbox\Hav møter land\DEN GRØNNE MANUAL_17.01.13.docx
4.5
OSPAR Retningslinjer
Etter møte i "OSPAR Biodiversity and Ecosystems Committee" i 2009, ble "The OSPAR Guidelines for the
Management of Dredged material" lansert som et hjelpemiddel i håndteringen av mudring og deponering.
Hovedhensikten var å bidra til å sikre at mudring og deponering ikke kom i strid med "Articles and Annexes to
the 1992 OSPAR Convention for the Protection of the Marine Environment of the North-East Atlantic". Det ble
imidlertid understreket at de foreslåtte retningslinjene ikke nødvendigvis var tilpasset alle nasjonale eller lokale
forhold i de respektive landene.
Retningslinjene er svært omfattende og beskriver i detaljnivå viktigheten av det gjennomføres tilstrekkelig
kjemisk, fysisk og biologisk karakterisering av tiltakslokaliteter, selve mudringsmateriale, influensområder, osv.
Dette er også påpekt i flere av underkapitlene i kapittel 8 i manualen. Man er vel av den oppfatning at det
nasjonale kartleggingsarbeidet i Norge, i starten ikke ble utført i den nevnte detaljeringsgrad, men at man i de
senere år har drevet tiltaksarbeid i tråd med dette. Norge har derfor i stor grad utviklet egne retningslinjer over
tid og en kan si at disse harmonerer på de fleste punkter med OSPARs retningslinjer.
De nasjonale veiledningsdokumentene som nå er i bruk i Norge, har over tid adoptert det meste av OSPARs krav
til metodikk og omfang, uten at dette er spesielt utdypet. Et unntak fra dette er f. eks. OSPARs krav til
analyseparametere som skal inngå i tiltaksarbeidet som det spesifikt refereres til i den nasjonale
Forurensningsforskriftens § 22 som regulerer mudring og dumping i sjø og vassdrag. Utover dette er det
selvfølgelig vanskelig å si i hvilken grad de ulike aktørene som har drevet utviklingsarbeidet i Norge eller
beslutningstakerne, har sett i retning av OSPAR, i sine bidrag.
Ved en overordnet gjennomgang av de 49 fylkesvise tiltaksplanene Fase 1-3, som på mange måter er "the-stateof-the-art" og ført i pennen av Fylkesmennene, er det ikke funnet direkte referanser til at OSPAR Guidelines har
vært styrende. Det samme gjelder det meste av den dokumentasjonen som knyttes til tiltaksgjennomføring og
som det henvises til i dette dokumentet.
C:\Users\roko\Dropbox\Hav møter land\DEN GRØNNE MANUAL_17.01.13.docx
5
Oppfølgende handlingsplan
Som en del av Stortingsmelding nr. 14 - ”Sammen for et giftfritt miljø” (2006-2007), la regjeringen denne
gangen frem en ny ”Handlingsplanen for forurenset sjøbunn”. Handlingsplanen bygget i stor grad på det
omfattende arbeidet som til nå var nedlagt i de Fylkesvise tiltaksplanene i Fase 2.
I den nye planen ble det på nytt valgt ut hvilke områder fra Fase 2 som skal prioriteres for tiltak. Dette gjelder
områder hvor undersøkelsene har kommet langt, og hvor forurensningskildene i stor grad er under kontroll. Der
kildene er under kontroll, har regjeringen hatt som mål at nødvendige tiltak skal være gjennomført innen en 5årsperiode fra de ble oppdaget.
De fleste av disse prioriterte tiltaksområdene er pr. i dag gått inn i Fase 3 av oppryddings-arbeidet, dvs.
gjennomføring av avklarende og mer tiltaksrettede undersøkelser. Før et tiltak kan igangsettes er det normalt at
flere forhold må avklares, som for eksempel:
●
Hvilke tiltak skal gjennomføres hvor?
●
Hvilke metoder skal brukes?
●
Hvor mye sediment må eventuelt fjernes?
●
Hvor skal man gjøre av sedimentene?
●
Hvem skal være ansvarlig for gjennomføringen?
Men i noen av de ovennevnte områdene har opprydningen allerede startet opp eller er i ferd med å avsluttes. I
disse områdene finnes det også lokale krefter som ønsker å påskynde prosessen. I bl.a. havneområder som
Drammen, Sandefjord, Bergen, Farsund, Kristiansand og Hammerfest, er det nå igangsatt og fullført tiltak i deler
av tiltaksplanområdene.
I Oslo og Tromsø er opprydningsarbeidet i dag i ferd med å avsluttes. I Harstad planlegges et stort
oppryddingsprosjekt i havneområdet med oppstart i 2012. Tabell 1 gir en grov oversikt over status i 19
tiltaksplanområder ved utgangen av 2012. Oversikten utarbeidet av Klifs, anses for å være forholdsvis ajourført.
I andre områder er det større usikkerhet i forhold til kilder, og noen ganger er det også uklart om det er
nødvendig å gjennomføre storskala tiltak. I disse områdene er man nå likevel godt i gang med å planlegge hvilke
tilleggsundersøkelser som må gjøres, og hvem som skal være ansvarlig for gjennomføringen.
C:\Users\roko\Dropbox\Hav møter land\DEN GRØNNE MANUAL_17.01.13.docx
Tabell 1. Status i arbeidet av oppfølgingen av handlingsplanen fordelt på utløsende faktorer.
Områder med planlagte utbygginger
Utbygginger i strandkanten har gitt kontroll med noen av de viktigste kildene. Storvannet som
Hammerfest
kilde til spredning av forurensning i havnen utredes sammen med andre mulig kilder i
strandsonen.
Harstad
Farsund
Flekkefjord
Kristiansand
Oslo
Tromsø
Tiltaksplan skal gjennomføres i forbindelse med Kystverkets farledsutdyping i 2012-2013.
Gjennomføring av kildekontroll.
Boligutbygging i tilknytning til mindre sedimentlokalitet. Tildekking av sjøbunnen er fullført
vinteren 2011.
Undersøkelser og risikovurdering er gjennomført og det er vurdert tiltak i strandsonen ved fire
utbyggingsområder i Tjørsvågen. Supplerende undersøkelser i sjøen er nødvendig før tiltak.
Omfattende tiltak ferdigstilt, videreføring i nye delområder. Revisjon av tiltaksplanen i 2010.
Overvåkingsprogram for fjorden ble igangsatt i 2010.
Tiltak samordnet med bygging av ny E18, utbygging av Fjordbyen og omlegging av havn.
Opprydningen er hovedsakelig fullført.
Opprydningen er avsluttet og rapporteres til Fylkesmannen i Troms i 2012.
Områder med særlig tiltaksbehov
Bergen
Arbeid med ytterligere kildekontroll pågår. Uttesting av tildekkingsmetoder. Tiltak må
tilpasses vern av kulturminner.
Sterkt forurenset i store områder, særlig av dioksiner. Grundig dokumentert i langsiktige
Grenland
overvåkingsprogrammer.
Uttesting av
tynntildekking som mulig tiltaks-metode er
gjennomført. Trenger ytterligere overvåking av testfelt før beslutning om metoden egner seg.
Oppryddingstiltak på land og i sjøbunnen utført ved Jotun og ved fergekaiene. Undersøkelser
Sandefjord
og risikovurderinger er gjennomført i hele fjorden og tiltaksplan er ferdig utarbeidet pr juni
2011.
Drammen
Fedafjorden
Overvåking av fjorden for å undersøke effekten av naturlig forbedring. Arbeid med
kildekontroll og tiltak på land pågår.
Undersøkelser og risikovurderinger er gjort. Behov for tiltak i Indrevika.
Områder med utredningsbehov
Ranafjorden
Kildesporing, rensing av utslipp og tiltak på land. Overvåket naturlig forbedring i sjø.
Bystyret i Trondheim og Trondheim Havn IKS har vedtatt opprydding av sjøbunnen i
Trondheim
Trondheim havneområde. Tiltaksplan er utarbeidet. Planen innebærer opprydding i perioden
2012-2015.
Sunndalsfjorden
Området overvåkes i forhold til naturlig forbedring.
Ålesund
Kartlegging av kilder på land pågår. Sedimenttiltak må vurderes på sikt.
Sørfjorden
Kartlegging, reduksjon og stans av landkilder før ytterligere tiltak i sjø.
Stavanger
Behov for ytterligere kartlegging av kilder til spredning fra land, og undersøkelser av
sjøbunnen for avgrensing av oppryddingsomfanget i sjø.
Undersøkelser pågår for å undersøke om naturlig sedimentering vil føre til forbedring av
Arendal
tilstanden utenfor Arendal. Større tiltak skal gjennomføres ved Eydehavn i Tromøysundet.
Øvrige tiltak blir vurdert gjennomført ved eventuelle utbygginger.
C:\Users\roko\Dropbox\Hav møter land\DEN GRØNNE MANUAL_17.01.13.docx
6
Det nasjonalt sedimentrådet
Regjeringen opprettet i 2003 et faglig råd - Nasjonalt råd for
sedimentsaker, som skulle sammenstille kunnskap om effekter av
forurensete sedimenter og gi råd om gjennomføring av undersøkelser
og tiltak. Rådet skulle følge med i utviklingen av ny kunnskap om
forekomst og effekter av miljøgifter i sedimenter, og om mulige
tekniske løsninger som kan redusere helse- og miljøproblemet ved slik
forurensning.
På Fagrådets nettsider finnes en samlet oversikt over 3 års
møtevirksomhet (eksempel på møtereferat) og øvrig arbeider. Se også
beslutningsdokument fra 2006 om avvikling av det nasjonale rådet og
eventuell videreføring.
I Sluttrapporten fra 2006, oppsummerer rådet status på de nasjonale
tiltaksarbeidet og gir anbefalinger om veien videre i Norge. Rapporten
ble lansert på et stort møte i SFT (Klif), hvor også departementene
(MD og FKD) 6 var til stede. Oppsummering av møte og tolkninger av
signalene for veien videre, er blant annet beskrevet på
miljøorganisasjonen Bellonas' nettside.
6
Dert nasjonale sedimentrådet sluttrapport 2006
MD = Miljøverndepartementet og FKD = Fiskeri- og kystdepartementet
C:\Users\roko\Dropbox\Hav møter land\DEN GRØNNE MANUAL_17.01.13.docx
7
Den nasjonale kunnskapsbasen
Den nasjonale kunnskapsdatabasen består av en rekke sentrale rapporter fra
myndighetenes oppdaterte kartlegging og overvåking av våre havner, fjorder og
kystområder, samt oppfølgende undersøkelser i spesifikke områder er samlet på
SFTs (Klif) nettside Miljøovervåking.
Et utvalg av rapporter som illustrerer bredde og omfang er vist her med lenke til
nedlastbart dokument Internett. Det ligger ikke innenfor denne manualens ramme
å gjennomgå disse i detalj, men flere av disse kan gi grunnleggende og nyttig
informasjon i utvikling og behandling av fremtidig lokale tiltaksplaner.
SFT (Klif) har beskrevet noe av den supplerende nasjonale forskning og
utredning som har foregått på 2000-tallet i forbindelse med
kunnskapsoppbygging på ulike fagområder knyttet til forurensede marine
sedimenter. Flere av prosjektene var finansiert under Forskningsrådets program Forurensninger: kilder, spredning, effekter og tiltak (PROFO).
Her er et utvalg av relevante prosjekter:
●
Utlekking, transport, omdanning og akkumulering av miljøgifter fra deponier til
marint miljø (2001-2004).
●
Stabilitet av forurensede sedimenter (2003-2007)
●
Overdekking av forurensede sedimenter (2002-2004)
●
Oppvirvling, spredning og sedimentasjon av forurensete havne-sedimenter (20022004)
●
Risikovurderinger knyttet til forurensede sedimenter – med fokus på
Kristiansandsfjorden (2002)
●
Undersjøisk deponering av forurensede muddermasser i marine anoksiske bassenger –
effekter av tildekking (2000-2004)
●
Tildekking av forurensede sjøsedimenter (2002)
C:\Users\roko\Dropbox\Hav møter land\DEN GRØNNE MANUAL_17.01.13.docx
7.1
Sjøområder med skipsverft
Både i havneområder og utenfor skipsverft i Norge, er sjøbunnen i de fleste tilfeller forurenset av miljøgifter.
Derfor ble det satt et fokus på dette rundt år 2000. Som tidligere nevnt innledet SFT (Klif) arbeidet med et
"Varsel om pålegg om miljøtiltak i enkelte havneområder i Norge". Dette var et pålegg mot 11 havner om å
utarbeide en tiltaksplan innen 1. oktober samme år. Gjennom de Fylkesvise tiltaksplanene ble arbeidet
intensivert i de påfølgende år.
I 2003 ble den første nasjonale kartlegging av aktive og
nedlagte verft utført av Norconsult. Verftene ble prioritert med
hensyn til potensiale for forurensning av sedimentene lokalt.
Miljøverndepartementet påla SFT (Klif) å avklare
forurensnings-situasjonen ved skipsverft for å vurdere behovet
for eventuelle tiltak. Det ble derfor laget en ny oversikt over
eksisterende og nedlagte skipsverft langs hele norskekysten i
2005.
Databasen inneholder opplysninger om 430 områder med
skipsverft, som skulle danne et grunnlag for å vurdere det
reelle potensialet for forurensning fra skipsverftene. Nye
innsamlede data ble koblet mot tidligere innsamlede data i
overvåkingsprogrammene SPFO og JAMP, samt fra Fylkenes
miljøvernkontorer og kystkommunene. Totalt utgjør det
relevante datamaterialet ca. 900 prøver og 20000
enkeltanalyser. Totalt 40 av verftene var i kategori 1 (av
SFT/Klif vurdert å ha høyest forurensningspotensiale) og 70 i
SFTs kategori 2.
I rapport TA-2145/2006 er forurensningssituasjonen rundt 144
verftsområder vurdert. Resultatet fra dette som ble grunnlaget
for det videre arbeidet var en fylkesvis liste over områder med
skipsverft fra 2007 og de 109 prioriterte områdene.
I 2007 fikk disse aktive og nedlagte skipsverft pålegg fra
Fylkesmannen om å gjennomføre miljøtekniske undersøkelser,
risiko- og tiltaksvurderinger ved sine lokaliteter. På bakgrunn
av undersøkelsene har Fylkesmennene vurdert behovet for
oppryddingstiltak og i 2010 påla de skipsverftene å utarbeide
en tiltaksplan for opprydding av forurensningen på land
og/eller i sjøbunn.
Detaljkart over områder med skipsverft
Til tross for at skipsverftene som bransje er en dominerende
kilde til dagens forurensningssituasjon, er det ikke blitt
gjennomført mange oppryddinger. Aker Stord ble ryddet på
eget initiativ i 2001-2002, men flere andre verft er ennå i
tidligfase med hensyn til opprydding. Dette kan skyldes at
Klifs frist for å sende endelig pålegg om opprydding er satt til
1. februar 2016 (jf. Klifs presentasjon av temaet).
Brattevaag skipsverft (foto Aker Yards)
C:\Users\roko\Dropbox\Hav møter land\DEN GRØNNE MANUAL_17.01.13.docx
7.2
Småbåthavner
Forurensningsmyndighetene (Klif) gjennomførte våren 2011 en
undersøkelse i tilknytning til småbåthavner, for å få mer
kunnskap om miljøtilstanden i slike områder. Den omfattet
bare 13 av de mange hundre norske småbåthavnene og et
begrenset antall prøver i hver havn. Resultatene tydet likevel på
at forurensning er et problem mange steder, både i grunnen på
land og i sjøbunnen utenfor. Den viktigste kilden til
forurensning ser ut til å være spyling og vedlikehold av
båtskrog.
Senere på høsten 2011 besluttet Klif derfor å sette sterkere
fokus på problematikken og det ble sendt ut et brev til flere
hundre marinaer og småbåthavner for å understreke plikten
marinaene har for å hindre forurensning. I tillegg ble det sendt
et tilsvarende brev til alle kommuner, hvor de ber kommunene
ta ansvar og bidra med å hindre forurensning fra
småbåthavnene.
Paddehavet, Oslofjorden (foto Ren Marina)
Grunnet disse henvendelsene og den generelle antakelsen om at
småbåthavnene alltid har blitt betraktet som potensielle kilder
til miljøgifter, er småbåthavner inkludert i de fleste fylkesvise
tiltaksplaner som er blitt utarbeidet i Norge.
Foto Klif
Interessant i denne sammenheng er kanskje at de svenske miljømyndighetene har kommet et steg lenger enn det
vi har i Norge. I 2012 ble det utarbeidet en rapport fra Havs- och vattenmyndigheten med krav og retningslinjer
for vask av fritidsbåter i havneområdene. Et eksempel på en basisundersøkelse i småbåthavner i Sverige, finnes i
rapporten fra Sannäsprosjektet. Klif henviser også til en brosjyre utarbeidet av Nordisk ministerråd, hvor
nordiske båteiere og marinaers felles miljøansvar beskrives nærmere.
Det norske prosjektet Ren Marina samarbeider med "Hav møter land" og arbeider for å legge til rette for økt
innsamling av farlig avfall og avskrap/pussestøv fra båter i marinaer og opplagsplasser og er støttet av
Miljøverndepartementet. Forebyggende arbeid for å hindre forurensning, er til nå utført i en rekke norske
småbåthavner, men det vesentligste av selve oppryddingsarbeidene i sedimentene lar vente på seg. Dog er det til
nå utført sedimentopprydding en del steder i Norge. Flere av disse er riktignok utført før ovennevnte
myndighetsfokus ble satt småbåthavnene og understøtter at problematikken lenge har vært kjent. Noen utvalgte
gode eksempler på gjennomførte prosjekter er:
2006
Tilsagn om opprydding i småbåthavner; Hovedøya, Bestumkilen, Frognerkilen og Paddehavet, som
del av den helhetlige oppryddingen i Oslo havneområde (Ren Oslofjord).
2006
Opprydding i Kristiansandsfjorden; Auglandsbukta, Christiansholm og Justvik småbåthavner.
Marinaer og småbåthavner, er som oftest svært belastede (både land og sjø) og utgjør generelt en betydelig, ofte
dominerende kilde til miljøgiftproblemene i sedimenter. Sterk belastet sjøbunn på grunt vann, mange aktive
tilførsler og stadig forstyrrelse av sjøbunnen, viser at tiltak de fleste steder er nødvendig. Det er da i
tiltakssammenheng viktig å ikke utelukkende tenke lokalt og individuelle småbåthavner, men utvikle regionale
løsninger. De individuelle havnene, kan vanskelig bære den økonomiske kostnaden for gjennomføring av
bærekraftige løsninger og oppryddinger alene. Et godt eksempel på dette er tiltakene i Kristiansandsfjorden.
C:\Users\roko\Dropbox\Hav møter land\DEN GRØNNE MANUAL_17.01.13.docx
Dette arbeidet viser viktigheten av å tenke regionalt, f. eks. ved etablering av et sentralt deponi som del av den
helhetlige oppryddingen. Dette var også en av grunnideene ved tiltakene i Oslo havneområde, men her var det
kaiområder som utgjorde problemområdene. Utviklingen med de fylkesvise tiltaksplanene i Norge har vært et
riktig skritt på veien. Her har man synligjort situasjonen, identifisert kilder, påpekt behovene, osv. og på dette
grunnlag foreslått mulige løsninger.
I fremtiden vil en regional tilnærming, dvs. region med mange tiltakslokaliteter, formålstjenlig utvikle felles
metodikk, felles løsninger, felles entrepriser, slik at kostnadene kan deles på mange brukere ("multi client").
Første trinn i et hvert tiltak regionalt eller lokalt vil være å oppnå kildekontroll og eliminerer alle nye tilførsler
før man rydder opp på sjøbunnen.
Eksempelvis kan et tiltaksprosjekt bygges opp ved at flere småbåthavner koordinert og suksessivt ryddes og
mudres, på samme måte som en kommune henter husholdningsavfallet vårt. På den måten reduseres blant annet
transportbehovet for mudringsmassene (både på land og eller sjøveien), i motsetning til om de individuelle
småbåthavnene skal ryddes hver for seg. Samordnet ressursbruk, mindre sideeffekter, økt kostnadseffektivitet,
osv., må være drivkrefter i fremtidens prosjekter.
Videre må sluttfasen for slike tiltaksprosjekter, omfatte løsningsalternativer med høyt fokus på gjenbruk av
mudringsmassene ("beneficial use of dredged material"). Mudringsmassene kan i noen tilfeller benyttes som de
er i ulike sammenhenger (veiskråninger, støyskjerming, dekkmasser, etc.) eller med noe behandling/sikring. En
metodikk som ikke begrenses av i særlig grad av sedimentenes forurensningsgrad er f. eks. STSO og spesielt
HPSS, hvor det kan genereres byggematerialer eller salgbare produkter. På den måten kan tiltakshaver redusere
utgifter og oppnå økonomiske gevinster knyttet til tiltaksarbeidet. Uansett størrelse på et potensielt tiltaksområde
eller en regions antall tiltaksområder, bør modellen for tiltaksplaner implementeres.
C:\Users\roko\Dropbox\Hav møter land\DEN GRØNNE MANUAL_17.01.13.docx
8
Modell for tiltaksplaner
Basert på relevante erfaringer fra internasjonale aktører (US EPA, US ACE, Environment Canada, TNO7, m.fl.)
og store oppryddingsprogrammer (ARCS8, NJDEP SRP9 og FCSAP10), er det utviklet en trinnvis modell for
utviklingen av tiltaksplaner for opprydding på land og i sjøområder. I tabell 2 er de viktigste elementer som en
komplett tiltaksplan bør inneholde. Modellen viser samtidig på hvilket nivå i prosessen man til én hver tid
befinner seg.
Skjemaet er bygget opp slik at fordelene ved en trinnvis tilnærming tydelig fremstår, selv om de ulike
hovedelementene prinsipielt kan håndteres uavhengig av hverandre eller parallelt (se de Fylkesvise
tiltaksplanene). Men det vil fremkomme i utdypningen av modellen, at alle elementene likevel er sterkt knyttet
til hverandre innbyrdes.
Som eksempel kan det virke lite formålstjenlig, å starte vurdering av ulike tiltaksløsninger, før hverken
tiltaksområdet er definert, problemomfanget er kjent eller miljømålene er satt. Det finnes mange eksempler på at
viktige elementer som ansvarsforholdene og finansiering, diskuteres svært sent i prosjektene. I det følgende
utdypes de mest relevante elementene. Det innledende trinnet i tiltaksplanen, er med hensikt laget forholdsvis
omfattende og alle elementene bør tillegges tilnærmet like stor vekt. Kompleksiteten fremtvinger et naturlig
behov for å håndtere informasjonen systematisk.
8.1
Trinn 1A – Tiltaksområdet
I Norge er ikke sjøområdene entydig knyttet til matrikkelen, utover selve strandlinjen som naturlig er del av de
tilstøtende landarealer. Det er viktig at de aktuelle tiltaksområdene defineres og festes til et kartverk. Kartverket
bør inneholde all den informasjon som har innvirkning på et oppryddingstiltak. Områder hvor de ulike tiltakene
skal implementeres i sjø, strandsone og tilstøtende landarealer, avgrenses i tema-kart, som videre vil ha en rekke
funksjoner i prosessen. Spesielt vil kart lette kommunikasjonen mellom alle interessenter som er involvert i
tiltaksarbeidene (f.eks. rådgivere, myndigheter og entreprenører).
7
TNO = Dutch Organization for Applied Scientific Research
8
ARCS = US EPA - Assessment and Remediation of Contaminated Sediments Program
9
NJDEP SRP = New Jersey Department of Environmental Protection Site Remediation Program
10
FCSAP = The Federal Contaminated Site Action Plan, Canada
C:\Users\roko\Dropbox\Hav møter land\DEN GRØNNE MANUAL_17.01.13.docx
Tabell 2.
Modell for utvikling av en trinnvis tiltaksplan for miljøopprydding på land og i sjøområder.
TRINNVIS MODELL FOR UTVIKLING
AV EN TILTAKSPLAN FOR OPPRYDDING
TRINN 1A - Tiltaksområdet




TRINN 1B - Miljømålsettinger




Tiltaksareal
Matrikkel
Kartverk
Infrastruktur
TRINN 1D – Historikken








Loververk
Retningslinjer
Ansvarsforhold
Myndigheter
TRINN 1F – Finansieringsplan




Allmenheten
Interessenter
Informasjonsplikt
Media
TRINN 2A – Problemformulering








Miljømål
Ambisjoner
Pålegg
Restriksjoner
TRINN 1E - Kommunikasjonen
Aktivitet utvikling
Kart, plan og foto
Dokumenter
Personmeddelelse
TRINN 1C - Rammebetingelser
Egne finanser
Myndighetsbidrag
Fondsmidler
Finansieringsplan
TRINN 2B – Tiltaksalternativer




Forurensningsstatus
Kilderelasjoner
Supplerende prøver
Lukke datamangler
Vurdere 5 prinsipper
Utvalg 2-4 metoder
Metodeutvikling
Egnethetsstudium
TRINN 3 – Miljøvurderingsfasen




Kost-nyttevurdering
Risiko og effekter
Side-effekter
Gjenbruksalternativer
TRINN 4 - Testing og beslutning



Lab-skala test
Pilot-/demoskala test
Valg av tiltaksalternativ
TRINN 5 - Tiltaksplanleggingen



Lage tiltaksplanen
Entreprise og leverandører
Prosjektorganisasjon
TRINN 6 - Tiltaksgjennomføring



Implementering
Overvåking
Sluttdokumentasjon
C:\Users\roko\Dropbox\Hav møter land\DEN GRØNNE MANUAL_17.01.13.docx
Temakartene benyttes videre i planlegging av tiltaket og kartene kan for eksempel omfatte temaer som.:
●
Forurensningssoner på land og i sjøområdet
●
Bunntyper, bunn- og sedimentforhold
●
Hydrografi, vanndybder, strømforhold, mm.
●
Tidevanns- og vannstandsdata
●
Matrikkelen på landarealer
●
Infrastruktur, rør, kabler på land og i sjø,
●
Undervannsinstallasjoner
●
Ankerplasser
●
Fiske og gyteområder, vernesoner
Gode kartverk for informasjon, kommunikasjon og posisjonering, finnes allerede, bl.a. på følgende nettsider:
●
Kystverkets sjøkart
●
Statens kartverk
●
Norgeskart
●
Vannstand.no
●
Mareano temakart
●
NGU temakart
●
Google Maps
●
BLAST prosjektet
8.2
Trinn 1B – Miljømålsettinger
Sentralt i en hver tiltaksplan er tydelige og oppnåelige
målsettinger med tiltaket. Målsettingene som settes vil ofte
være styrt av en rekke ytre samfunnsrelaterte faktorer og
ambisjoner på et nasjonalt/regionalt nivå:
●
Regjeringens Handlingsplan 1992
●
Ambisjoner og prioriteringer (2000)
●
Stortingsmelding nr. 12 (2001-2002)
●
Stortingsmelding nr. 14 (2006-2007)
Behov for samfunnsrelatert og bærekraftig utvikling har i
de senere år vært drivkraften for beslutning om å iverksette
oppryddingstiltak:
●
Havneutvikling og skipstrafikk
●
Vei og andre samferdselsprosjekter
●
Nærings- og kommersiell utvikling
●
Boligutvikling + rekreasjon og estetisk utvikling
Foto Wolfgang Binder
C:\Users\roko\Dropbox\Hav møter land\DEN GRØNNE MANUAL_17.01.13.docx
Til nå har miljøproblemene i seg selv, i alt for liten
grad, vært de utløsende faktorene for å utløse
tiltaksbehov:
●
Kostholdsrådene fra Mattilsynet
●
Pålegg etter de fylkesvise tiltaksplaner
●
Pålegg relatert bransje og industriutslipp
Det forventes at det i det videre arbeidet og at fremtidens tiltaksplaner, er vesentlig sterkere forankret i
miljøaspektene og at tiltakshavere er i stand til å definere egne oppnåelige mål for tiltakene.
Miljømålene i en tiltaksplanlegging er en av de viktigste og inngripende faktorene. Dersom målene er for diffuse
eller fraværende, vil det ikke mulig gjennomføre veloverveide oppryddingstiltak.
8.3
Trinn 1C – Rammebetingelser
Forurensningsloven utgjør den overordnede rammebetingelse for alle miljøaspekter i Norge. Den er et
miljøpolitisk virkemiddel som brukes for å hindre forurensende utslipp. Miljørelaterte plikter, ansvar og
eierforhold er knyttet til denne loven.
Videre reguleres miljøarbeid av en lang rekke forskrifter, hvor den viktigste vil være Forurensningsforskriften.
Den inneholder et kapittel 22, som regulerer dagens mudring og dumping.
Deponering av mudringsmasser som sluttløsning, vil normalt forholde seg til deponiforskriften, samt plan og
bygningsloven. Tiltaksplanarbeider i sjø, i strandsonen og på de tilstøtende landarealer, vil også tangere en rekke
andre nasjonale og internasjonale lover, forskrifter og avtaler. Et utvalg av disse er listet nedenfor.
Nasjonale lover som kan komme til anvendelse ved tiltak:
●
LOV 1978-06-09-50 - Kulturminneloven
●
LOV 1981-03-13-06 - Forurensningsloven
●
LOV 2003-05-09-31 - Miljøinformasjonsloven
●
LOV 2008-06-27-71 - Plan og bygningsloven
●
LOV-2009-06-19-100 - Naturmangfoldloven
Nasjonale forskrifter som regulerer aktuelle miljøarbeider knyttet til tiltak:
●
FOR-2004-04-05-614 - Oppryddingsforskriften
●
FOR 2004-06-01-930 - Avfallsforskriften (m/deponiforskriften)
●
FOR 2004-06-01-931 - Forurensningsforskriften
●
FOR-2006-12-15-1446 - Vannforskriften
C:\Users\roko\Dropbox\Hav møter land\DEN GRØNNE MANUAL_17.01.13.docx
Internasjonale regelverk som vi plikter å forholde oss til:
●
OSPAR- Konvensjonen (1992), se også OSPARCOM
●
EUs Vanndirektiv, se også EU kommisjonens
●
IPPC-direktivet (EU/EØS), se også EU kommisjonen
●
EU/EØS Vanndirektiv, se også Vannportalen
Forurensningsforskriftens kapittel 22, som regulerer alle mudringsarbeider, er gjengitt i sin helhet nedenfor:
Kapittel 22. Mudring og dumping i sjø og vassdrag
§ 22-1. Virkeområde
Bestemmelsene i dette kapitlet gjelder all mudring fra skip. De gjelder videre all dumping og plassering av materiale fra
skip, innretninger og fly samt dumping og plassering av skip. Kapitlet gjelder ikke dumping av innretninger. Bestemmelsene i
dette kapitlet gjelder i sjø og vassdrag her i riket. Innen folkerettens grenser gjelder den også i norsk økonomisk sone og på
norsk kontinentalsokkel. Kapitlet gjelder i alle farvann for dumping fra norske skip.
§ 22-2. Definisjoner
I dette kapitlet betyr
a)
skip: ethvert sjøgående fartøy uavhengig av om fartøyet har egen drivkraft. Dette omfatter ikke innretninger,
b)
innretning: installasjon eller annet anlegg som benyttes i petroleumsvirksomheten, uavhengig av om
konstruksjonen er fast eller flyttbar. Innretning omfatter også rørledning og kabel benyttet i petroleumsvirksomheten,
c)
fly: ethvert luftfartøy, uavhengig av om det har egen drivkraft,
d)
e)
f)
mudring: enhver forsettlig forflytning av masser fra bunnen, herunder slamsuging, forskyvning eller fjerning av
bunnsedimenter. Mudring omfatter ikke oppvirvling som følge av normale aktiviteter i sjø eller vassdrag,
herunder normal skipstrafikk,
dumping: enhver forsettlig disponering av avfall eller annet materiale i sjø eller vassdrag med det formål å bringe
det av veien, herunder senking av ammunisjon samt senking og etterlatelse av skip. Dumping omfatter ikke
disponering av avfall eller annet materiale som er knyttet til eller skriver seg fra vanlig drift av skip, innretning
eller fiskeri- og oppdrettsnæring, unntatt når avfallet eller materialet er fraktet bort fra avfallskilden med det
formål å bringe det av veien,
plassering av materiale: enhver forsettlig disponering av materiale i sjø eller vassdrag med et annet formål enn
materialet opprinnelig er bygd eller konstruert for, og som ikke regnes som dumping.
§ 22-3. Forbud mot mudring
Mudring er forbudt, unntatt når tillatelse er gitt i medhold av § 22-6.
§ 22-4. Forbud mot dumping
Dumping er forbudt. Det kan likevel gis tillatelse i medhold av § 22-6 til dumping av:
a)
muddermasser, løsmasser og stein,
b)
skip med metallskrog frem til 31. desember 1998,
c)
andre skip frem til 31. desember 2004,
d)
fiskeavfall fra fiskeforedling/prosessering på land,
e)
annet avfall/materiale i helt spesielle situasjoner hvor deponering på land medfører uakseptabel fare eller skade.
§ 22-5. Plassering av materiale
Det er forbudt å plassere materiale i sjø eller vassdrag for et annet formål enn det opprinnelig ble bygd eller konstruert for,
unntatt når tillatelse er gitt i medhold av § 22-6.
§ 22-6. Tillatelse til mudring, dumping og plassering av materiale
Fylkesmannen kan gi tillatelse til mudring, samt dumping som nevnt i § 22-4 første ledd bokstavene a til d, i sjø og vassdrag
her i riket. Klima- og forurensningsdirektoratet eller den departementet bemyndiger kan gi tillatelse til dumping som nevnt i
§ 22-4 første ledd e i sjø og vassdrag her i riket, til plassering av materiale som nevnt i § 22-5, samt til mudring og dumping i
norsk økonomisk sone.
Søknad om tillatelse til mudring, dumping eller plassering av materiale skal inneholde de opplysninger som er nødvendig for
å vurdere om tillatelse bør gis og hvilke vilkår som skal settes, herunder opplysninger om avfallet/materialet som skal
C:\Users\roko\Dropbox\Hav møter land\DEN GRØNNE MANUAL_17.01.13.docx
dumpes/plasseres og om bunnforholdene på mudre- og/eller dumpestedet. Ved avgjørelse av søknaden skal det legges vekt på
de forurensningsmessige ulemper ved tiltaket sammenholdt med de fordeler og ulemper som tiltaket for øvrig vil medføre. 0
Endret ved forskrift 21 juni 2010 nr. 1073.
§ 22-7. Rapportering
Dersom den myndighet som ga tillatelsen ikke bestemmer annet, skal det innen 6 uker etter avsluttet mudre- eller
dumpeoperasjon eller plassering av materiale sendes rapport til denne myndigheten.
§ 22-8. Unntak fra forbudet mot dumping
Forbudet mot dumping gjelder ikke i tilfeller av force majeure på grunn av værmessig belastning eller annen årsak, når
menneskeliv er i fare eller sikkerheten til skip, fly eller innretning er truet. Slik dumping skal snarest meldes til Klima- og
forurensningsdirektoratet.
0 Endret ved forskrift 21 juni 2010 nr. 1073.
§ 22-9. Tilsyn
Fylkesmannen, Klima- og forurensningsdirektoratet eller den Miljøverndepartementet bemyndiger, jf. § 22-6, fører tilsyn
med gjennomføringen av bestemmelsene i dette kapitlet eller vedtak truffet i medhold av disse bestemmelsene.
0 Endret ved forskrift 21 juni 2010 nr. 1073.
Til rammebetingelsene i tiltaksplanarbeidet hører også en rekke veiledende dokumenter som inneholder
retningslinjer, normverdier/klassifisering og risikovurderingsverktøy. Internasjonalt forankrede anbefalinger av
denne typen f.eks. retningslinjer fra OSPAR (f.eks. konvensjonens vedlegg II, art 3 og 9), er over tid godt
innarbeidet i våre nasjonale dokumenter (jf. kommentarer til mudre- og dumpeforskriften).
Nasjonale veileder:

TA-2850/2011 – Forurenset sjøbunn, herunder





TA-1979/2004 – Håndtering av forurensede sedimenter
TA-2143/2005 – Testprogram for masser for tildekking av forurensede sedimenter
TA-2229/2007 – Klassifisering av miljøkvalitet i fjorder og kystvann (erstatter TA-1467/1997)
TA-2802/2011 – Risikovurdering av forurenset sediment (erstatter TA-2230/2007)
TA-2803/2011 – Bakgrunnsdokument del A og B med vedlegg

TA-2817/2012 – Nøkkelindikatorer – Retningslinjer for bruk av beregningsverktøyet

Beregningsverktøyet for risikovurdering


TA 2844/2011 – Forurenset sjøbunn (erstatter 2430/2008)
TA 2960/2012 – Håndtering av forurensede sedimenter (erstatter TA-1979/2004)
Veilederen TA-2802/2011 for risikovurdering av forurensede sedimenter, er utarbeidet for bruk av
saksbehandlere i forvaltningen, ansvarlige for forurensning, konsulenter og andre. Risikoveilederen er laget for å
bedømme risiko for miljøskade, el spredning av forurensning fra stoffer i sedimentene i deres nåværende
tilstand. Dette er en viktig del av grunnlaget for beslutning om miljøtiltak i sedimentene.
Veilederen er et viktig hjelpemiddel for å avgrense og differensiere mellom forurensede områder når det skal
utarbeides konkrete planer før en eventuell opprydding. Utover den innledende informative beskrivelsen av
hvordan veilederen er bygget opp og skal brukes, vil bruk av veilederen for de fleste ansvarlige for forurensning
kreve at de knytter til seg fagkompetanse.
Veileder TA 2960/2012 for håndtering av sediment gir oversikt over saksgang og regelverk, hvordan tiltak i
sedimenter bør planlegges med hensyn på undersøkelser og overvåking, hvilke tiltaksmetoder som kan være
aktuelle og hvordan forurensede sedimenter kan disponeres.
C:\Users\roko\Dropbox\Hav møter land\DEN GRØNNE MANUAL_17.01.13.docx
Veilederen gjelder alle sedimenter, og mye vil være likt enten det dreier seg om større opprydningsprosjekter i
forurenset sjøbunn eller mindre mudretiltak. Prinsippene er gyldige også for behandling av saker i vassdrag og
innsjø. Veilederen er i stor grad bygget opp elektronisk med lenker, tilsvarende kapittel 8 i denne manualen og
har tre fordypningsnivåer hvor:
●
●
●
Del 1 gir kort oversikt over saksgang og prosess forbundet med sedimentsaker
Del 2 gir en kort omtale av hver av trinnene i prosessen
Del 3 gir fordypning i sentrale tema i prosessen.
Oppryddingsansvar reguleres i lovverket og er sterk knyttet til eiere av tiltaksområdet. Som nevnt over er ikke
sjøområdene normalt knyttet til matrikkelen, slik at ansvars- og eierforhold er noe uklare ansvarsforhold. I
prinsippet kan ansvar for farleder og sjøområdene (verftsområder, småbåthavner, havnedistrikt, osv.) legges til
brukere eller i hovedsak til staten. Brukerinteresser er ofte utløsende tiltak.
Ulike typer områder krever ulike virkemidler og tiltak, bl.a. ut fra hvor stort det forurensede området er, hvilken
skade miljøgiftene gjør i området, i hvilken grad miljøgiftene spres til nye områder, hvilke teknologiske
løsninger som er best egnet i området og hvor klare ansvarsforholdene er.
Manglende normverdier kan gjøre det vanskelig å sette riktig resultatmål for en opprydding, og man er i slike
tilfeller, uklare eier- og ansvarsforhold, juridiske uklarheter, avhengig av god kommunikasjon med
miljømyndighetene (Sentralt, Fylke og kommune).
8.4
Trinn 1D – Historisk gjennomgang
Denne del av Trinn 1 omfatter gjennomgang av
tiltaksområdets historikk, her inkludert type aktiviteter,
bruksregulering, infrastruktur, utslippshistorikk, osv.
Erfaringsmessig har det langs store deler av kysten,
særlig i by og havneområdene, forekommet endringer
av strandlinjen. Ofte ble f.eks. avfallsdeponier anlagt i
strandsonene, noe som representerer potensielle
forurensningskilder. Men slike forhold kan også påvirke
muligheter for valg av strandkantdeponi som
tiltaksløsning.
Det kan være nyttig å studere gamle kartverk over
området, situasjonsplaner og fotografisk materiale,
deriblant flyfoto. Særlig viktig er det i de tilfeller
tiltakene har sluttløsninger som berører landarealene.
Bjørvika på 1800-tallet. Bordtomta i forgrunnen, "Brinchekrana"
til venstre og Tollbodbrygga og Langbrygga med sjøboder til
venstre (Maleri fra 1890).
Hensikten er å avsløre områder med kilder og særlig høyt potensiale for forurensninger. Mye av denne
informasjonen finnes tilgjengelig i kommunale arkiver (plankontor, byggesaksmapper, mm).
8.5
Trinn 1E – Kommunikasjonen
En svært viktig del av et tiltaks prosjekt er kommunikasjonslinjene. Dette omfatter både kommunikasjon internt i
prosjektet og kommunikasjon til omgivelsene. Det bør derfor utarbeides en plan for hvordan informasjon
formidles.
C:\Users\roko\Dropbox\Hav møter land\DEN GRØNNE MANUAL_17.01.13.docx
En slik plan kan inneholde rutiner for hvem som snakker med og formidler informasjon, om prosjektets
målsettinger, status, fremdrift, resultat, osv. Hvem snakker med myndigheter? Hvem snakker med media?
Særlig viktig er det at alle interessenter, som har behov eller ønske om informasjon, f.eks. naboer og
allmenheten, ivaretas på best mulig måte (jf. lov om miljøinformasjon).
Et godt eksempel på hvordan informasjonsflyt kan organiseres, Bjørvikaprosjektet, etablering av E18
senketunnelen gjennom Oslo havn. Tiltakshaver var Statens vegvesen, som opprettet et nettsted der all relevant
informasjon ble lagt ut fortløpende (planer, miljø, dokumentarkiv, mm.). Nettstedet hadde også en egne side for
naboer.
En enkel, men svær effektiv måte å informere på, er utarbeidelse av informasjonsbrosjyrer eller faktaark for
tiltaksprosjektet. Et beskrivende kartverk og illustrasjoner er et godt hjelpemiddel til å formidle
miljøinformasjonen. Et godt eksempel på dette er miljøinformasjon for pilotprosjektet i Trondheim Havn.
8.6
Trinn 1F – Finansieringsplan
Innenfor forurensningsområdet er det et prinsipp at forurenser skal betale. Dette prinsippet gjelder også for
opprydding i forurensede sedimenter. I de fleste tilfeller vil bedrifter som har stått for utslippet bli definert som
forurenser. Virksomheter som fører til at forurensede sedimenter virvles opp og spres kan imidlertid også bli
definert som forurenser.
Ofte kan det være vanskelig å avklare hvem som er ansvarlig for forurensningen. Bedrifter i området kan være
lagt ned, eller flere bedrifter kan være uenige om hvem som er årsak til forurensningen. Å avklare ansvarsforholdene er derfor en stor utfordring (jf. Trinn 1C Rammebetingelser). I tilfeller der det er umulig å avklare
hvem som er ansvarlig, eller hvor det bare er avklart hvem som er ansvarlig for deler av de forurensede
områdene, må staten være med og finansiere opprydningstiltak.
Uansett hvem som skal betale oppryddingsprosjektet, bør det startes med utarbeidelse av en overordnet
finansieringsplan, tidlig i prosessen. Det er viktig å avklare forhold som ansvarsdeling og hvem som kan være
potensielle bidragsytere, samordnet finansiering ("multi client – multi purpose"), mulige støtte- og låneordninger, årlig egenfinansiering, osv.
Prinsippet Superfund11 som ble utviklet og håndteres av de sentrale miljømyndigheter (jf. US EPA superfund
nettsider), er en god modell for finansiering av kostnadsdrivende oppryddingsprosjekter.
8.7
Trinn 2A – Problemformulering
Den historiske gjennomgangen på trinn 1 i modellen, med vurdering av all bakgrunns-informasjon, tidligere
rapporter, osv., vil gi et første inntrykk av omfanget av forurensnings-problemene i det planlagte tiltaksområdet.
Dette kan nok virke noe selvsagt, men ved nærmere ettertanke, vil vi se at dette harmoniserer godt med den
nasjonale tilnærmingen.
Når beslutninger om å intensivere opprydding i sjøområdene ble tatt for 10 år tilbake, fant man fort ut at
datagrunnlaget mangelfullt og langt fra var tilstrekkelig. Derfor ble utarbeidelsen av de fylkesvise tiltaksplanene
Fase 1 initiert.
11
Superfund = Comprehensive Environmental Response, Compensation, and Liability Act of 1980 (CERCLA)
C:\Users\roko\Dropbox\Hav møter land\DEN GRØNNE MANUAL_17.01.13.docx
Det er det eksisterende informasjonsgrunnlaget og komplimentering av dette, som er sentralt i denne del av
tiltaksplanmodellen. Følgende elementer skal vurderes:
●
Kilderelasjoner
●
Biologiske data
●
Kjemiske data
●
Fysiske data
●
Kunnskapshull
Behovet for å lokalisere og kontrollere forurensningskildene i et område, er selvforklarende og omtales ikke
videre her. Det skal derimot ut fra ovenstående vurderes behov for og samle inn komplimenterende data.
Hensikten med dette er å lukke alle kunnskapshull, slik at man er i stand til formulere en endelig problemstilling.
En tendens i Norge til nå har kanskje vært å ta viktige beslutninger knyttet til miljøopprydding, kun basert på
kjemiske data. Dette i de tilfeller miljøforhold er den motiverende faktoren. Det vil derfor fortone seg forferdelig
galt, å iverksette et større oppryddingsprosjekt, f. eks. uten å oppnå noe form for effekt.
Det kan tenkes at de miljøgiftene vi velger å analysere på i sedimentene, ikke tas opp i organismene i området.
Det er derfor et lavt potensiale for human eksponering f. eks. via sjømat. Høye konsentrasjoner av ikke
akkumulerbare miljøgifter i sjøbunnen, vil derfor ikke automatisk utløsende behovet for en kostnadskrevende
opprydding.
Likevel, kan sedimentet inneholde miljøgifter vi ikke har kvantifisert og som kan gi andre typer biologiske
effekter. Derfor må kunnskapshullene i størst mulig grad lukkes ved kombinasjonen av tilstrekkelige kjemiske,
fysiske og biologiske undersøkelser. En anerkjent og kostnadseffektiv metode kan være å gjennomføre så kalte
Bio Assays, hvor sedimentenes giftighet overfor organismer testes, fremfor kvantifisering av kjemisk innhold.
Dette prinsippet kan sammenliknes med vår nasjonale hel-sedimenttest og metodene presenteres nærmere
nedenfor.
Når tilstrekkelige mengder data er samlet inn, skal problemstillingen igjen vurderes opp mot de foreløpige
miljømålene som har blitt formuler og rammebetingelsene. Når den endelige problemstillingen nå er kjent eller
definert, kan miljømålene justeres, slik at de fremstår som fornuftige, akseptable og eller oppnåelige. Videre kan
det nå foretas et utvalg blant de potensielt beste tiltaksløsningene, de som anses for å gi ønsket resultat eller
effekt.
8.8
Trinn 2B – Tiltaksalternativer
Dette trinn i modellen omfatter en innledende, detaljert gjennomgang av alle potensielle tiltaksalternativer, som
tilsynelatende vil kunne resultere i at målsettingene i tiltaket oppnås. Det skal ikke settes noen begrensende
faktorer på dette nivået i tiltaksutarbeidelsen, f. eks. metodenes kostnadsnivå, tilgjengelighet eller behov for
metodetilpasninger.
De ulike tiltaksalternativenes egnethet, vil avhenge sterkt av den foreløpige eller endelige problemformuleringen
og de påfølgende miljøvurderingene som tar utgangspunkt i risikotriaden.
De ulike tiltaksalternativene gjennomgås ikke her, da det omtales i detalj andre steder i manualen. Resultatet av
gjennomgangen skal være et beste foreløpig utvalg på 2-4 tilnærmet likestilte tiltaksløsninger.
C:\Users\roko\Dropbox\Hav møter land\DEN GRØNNE MANUAL_17.01.13.docx
8.9
Trinn 3 – Miljøvurderinger
Innledningsvis i tiltaksplanens miljøvurderinger, bør alltid Risikotriaden gjennomgås. Risikotriaden består av 3
elementer:
●
Forurensningskilde
●
Spredningsvei
●
Mottakere
Når alle 3 elementer er tilstede, har man også en miljørisiko i tiltaksområdet. Elimineres en av dem, dvs. kilden
fjernes eller spredningsveien avskjæres ved gjennomføring av tiltak, fjernes også risikoen.
Likeledes, dersom det ikke finnes mottakere for den aktuelle
miljøgifteksponeringen, er det heller ingen miljørisiko
tilstede.
●
Risiko og effekter
●
Side-effekter
●
Gjenbruksalternativer
●
Kost-nyttevurdering
Kilde
Risiko
I det siste tilfelle kan det strengt vurderes om oppryddingstiltak
er nødvendig. Følgende elementer skal i tillegg gjennomgås,
dog i varierende grad, under modellens miljøvurderinger Trinn
3:
Det er utarbeidet et nasjonalt risikoverktøy for forurensede sedimenter, kort omtalt ovenfor, under Trinn 1C
Rammebetingelsene for tiltaksarbeider. Denne analysen bør gjennomføres på dette trinnet i prosessen og
resultatene vurderes opp mot behovet for å gjennomføre f. eks. ytterligere biologiske effektstudier.
I utgangspunktet er selve risikovurderingen og hel-sedimenttester i seg selv delstudier av effekter, men behovet
kan i praksis være mer omfattende. Slike studier kan omfatte forsøk med opptak og utskillelse av miljøgifter,
akutt og kronisk giftighet, biomarkører, osv. Mer fysiske faktor som skal vurderes i tiltakssammenheng er graden
av side-effekter. Side-effekter er alle forhold som har en negativ påvirkning av omgivelsene til tiltaksområdet
under gjennomføringen. Dette kan være tiltakets varighet, støy, ferdselshindringer, luktproblemer, støv og
avrenning på landarealer, transporttekniske faktorer, osv. Et klassisk eksempel på en negativ side-effekt, er at
man kjører ikke 20.000 m³ forurensede sedimenter ved hjelp av 1000 lastebiler gjennom et by-sentrum, dersom
dette løses med 20 lektere sjøveien.
I den positive retning skal det også vurderes gjenbruksverdier for de forurensede sedimentene. Forurensede
sedimenter som gjennomgår en eller annen form for kjemisk, biologisk og eller fysisk/mekanisk behandling kan
være en ressurs. Løsningsalternativer som fremmer gjenbruksverdier er å foretrekke og kan være avgjørende for
endelig valg av tiltaksmetode.
De foreløpige tiltaksalternativene skal tilslutt vurderes med hensyn til kostnadseffektivitet og miljøgevinst. En
enkel kost-nytteanalyse omfatter vurdering av om en tiltaksløsning er allment akseptabel, miljømessig akseptabel
og økonomisk forsvarlig. Utslagsgivende for rangering og valg av metode vil være miljøgevinsten ved å
gjennomføre tiltaket, men også grad av side-effekter og gjenbruksverdier. Eksempel på en teoretisk kostnytteanalyser er vist i tabell 3.
C:\Users\roko\Dropbox\Hav møter land\DEN GRØNNE MANUAL_17.01.13.docx
Tabell 3. En teoretisk kost-nytteanalyse og rangering av 4 potensielle tiltaksalternativer for implementering.
Tiltaksløsning
Nullalternativet, la ligge
og overvåke, naturlig
Allment
aksept
Miljømessig
aksept
Økonomisk
forsvarlig
Miljøgevinst
%-løsning
Sideeffekter
Gjenbruksverdi
Rang
Nei
Nei
Ja
0%
Ingen
Ingen
4
Ja
Ja
Tja
80 %
Få
Ingen
1
Ja
Tja
Tja
90 %
Moderat
Ingen
2
Ja
Ja
Nei
100 %
Mange
Ja
3
overdekking over tid
Tildekke der sedimentene
ligger, transport overdekkingsmasse, overvåking
Mudring, transport sjø,
dypdeponering i sjø,
overdekking, overvåking
Mudring, transport sjø og
land, pumping og avvanning, deponi, mm.
I det teoretiske tilfellet, som her er kost-nytte analysert, kommer en tildekking i sjø der de forurensede
sedimentene ligger, best ut av analysen og bør velges. Dog er ikke alle forutsetninger i selve gjennomføringen
vurdert, dvs. entreprisene, ressursbruk, utstyrskostnader, osv. Tiltaksløsninger som gis en eller flere nei i
analysen skal normalt ikke velges.
8.10 Trinn 4 – Testing og beslutning
Når de 3 første trinnene i modellen er gjennomført, skal man normalt sitte igjen med et tiltaksalternativ som
oppfyller målsettingene. Tiltaksområdet er godt definert, ansvarsforholdene avklart og kommunikasjonsplan,
prosjektledelse og finansieringsplanen satt.
Dersom det gjenstår noe utvikling og eller tilpassing av deler av metoder, erfaringene med metodene er
begrenset eller egnetheten fortsatt er noe uklar, skal det gjennomføres tester. Testene som kan gjennomføres
ligger på 3 ulike nivåer:
●
Laboratorietester eller småskala
●
Pilottester eller middelskala
●
Demonstrasjon eller storskala
Laboratorietester kan f. eks. være tester knyttet til faktorer som av-vanning av og utlekking fra sedimentene,
dosering og sammensetning av f. eks. bindemidler ved stabilisering, bakteriekulturer, osv. Pilottester er gjerne på
et mer overordnet nivå knyttet til pumpeegenskaper, av-vanningshastighet og slike mer praktiske forhold ved
tiltaket.
Demonstrasjon omfatter en storskalatest på at f.eks. mudring av et spesifikt sediment og nedføring i deponi på
sjøbunnen, lar seg gjennomføre etter intensjonene. Jf. de 5 nasjonale pilotprosjektene som i sin tid var en
kombinasjon av pilottester og demonstrasjonsprosjekter. En annen storskala demonstrasjon er beskrevet i
mudring- og deponeringsprosjektet i Oslo havn. Her ble overdekkingsprosedyrene testet før selve
deponeringsprosessen startet opp. Et annet eksempel på betydningen av dette trinnet i en oppryddingsplan, er
beskrevet under det internasjonale prosjekteksemplet fra tiltakene ved Palos Verdes i USA.
C:\Users\roko\Dropbox\Hav møter land\DEN GRØNNE MANUAL_17.01.13.docx
8.11 Trinn 5 – Tiltaksplanlegging
Dette trinnet i modellen er kort og godt utarbeidelse av selve tiltaksplanen, dvs. dokumentet med en detaljert
oppskriften på hvordan tiltaket skal gjennomføres fra begynnelse til slutt. Hvem som skal gjøre hva, hvor,
hvordan og når. Alle nødvendige faglige og tekniske data, temakart, spesifikasjoner til entreprisen, osv. skal
følge som vedlegg til planen. Tiltaksplanen skal også inneholde overvåkingsprogrammet før, under og etter
tiltaksgjennomføringen.
Tiltaksplanen skal være endelig og basert på grundige undersøkelser, analyser og vurderinger, knyttet til alle
aspektene av tiltaket.
Ved gjennomgang av noen av de beskrevne nasjonale fullskalaprosjektene nedenfor, kan man trolig finne gode
eksempler på hvordan reelle tiltaksplanene skal se ut. Dette trinnet utdypes derfor ikke videre her.
8.12 Trinn 6 – Tiltaksgjennomføring
Klif beskriver i sin omtale av de fylkesvise tiltaksplanene i 3 Faser, at påfølgende Fase 4 vil være selve
gjennomføringen av tiltakene og Fase 5 vil være etterkontroll. Modellen som er presentert her, harmonerer godt
med dette, men vi samler selve implementeringen av tiltaket, kontroll og overvåkingsprogrammet, samt
sluttdokumentasjon under Trinn 6 Tiltaksgjennomføring. Forskjellene har derimot ingen praktisk betydning.
8.13 Nasjonal status - dette har vi gjort
I det følgende er de sentrale miljømyndigheters oppsummering av det nasjonale tiltaksarbeidet pr i dag. Det er
valgt å ta med dette for å belyse i hvilken grad dette harmoniserer med modellen beskrevet i kapitlene over.
Arbeidet med forurensede marine sedimenter i havner og fjorder langs kysten, har pågått og blitt intensivert de
siste 10-15 årene. Opprydding i forurensede sedimenter er kostbart og ansvarsfordelingen ofte vanskelig, om
ansvarlige i det hele tatt lar seg oppdrive. På grunn av kostnadene stilles det høye krav til dokumentasjon av
problem og effekter av tiltak.
Så langt har myndighetenes arbeid med forurensede sedimenter, derfor i stor grad vært knyttet til å skaffe
oversikt over problemomfang og å øke kunnskapen omkring vurderinger og gjennomføring av tiltak. Enkelte
oppryddinger er også gjennomført og flere er under gjennomføring, blant annet i de pågående pilotprosjektene.
Aktivitetene som til nå er gjennomført kan grovt deles i tre deler:
●
Kartlegge problemomfang
●
Bedre beslutningsgrunnlaget
●
Gjennomføre opprydding
8.13.1 Kartlegging av problemene
Det er utført en omfattende generell kartlegging av forurensningsnivåer av miljøgifter i sedimentene og marine
organismer langs kysten. Det har blant annet ført til at det er gitt kostholdsråd for inntak av fisk og skalldyr i en
rekke områder.
C:\Users\roko\Dropbox\Hav møter land\DEN GRØNNE MANUAL_17.01.13.docx
Gjennom arbeidet med de fylkesvise tiltaksplaner, vil datagrunnlaget fra kartleggingene suppleres og
sammenholdes med informasjon om kilder i områdene, og videre oppfølging vil i første omgang bli spisset mot
de områder hvor forurensningsproblemene er mest alvorlige.
8.13.2 Bedre beslutningsgrunnlaget
For å sikre effektiv utnyttelse av ressursene og størst mulig miljøgevinst av oppryddingstiltak er det viktig med
kunnskap om virkningene av forurensninger og effekten av tiltak. En rekke forsknings- og utredningsprosjekter
er gjennomført med dette formålet. Pilotprosjektene er også viktige i denne sammenhengen. Kunnskapsbasen
dette har gitt, vil i mange tilfeller være en forutsetning for å komme over fra undersøkelser til praktisk
opprydding i sedimentsaker.
8.13.3 Gjennomført opprydding
Foreløpig er det et mindre antall områder hvor opprydding er gjennomført utelukkende av hensyn til å begrense
miljøbelastninger fra forurensede sedimenter. Flere mindre oppryddinger er i tillegg gjennomført i forbindelse
med utbyggingsprosjekter o.l., hvor man har måttet fjerne forurensede sedimenter før utbygging har kunnet finne
sted.
C:\Users\roko\Dropbox\Hav møter land\DEN GRØNNE MANUAL_17.01.13.docx
9
De 5 prinsipper for tiltak
Selv om det tilsynelatende finnes hundretalls av ulike tiltaksalternativer for forurensede sedimenter, kan all kjent
teknologi plasseres inn under 4 av de 5 hovedprinsipper:
●
Nullalternativet
●
Isolere på stedet
●
Behandle på stedet
●
Fjerne og isolere
●
Fjerne og behandle
Under hvert av disse prinsippene, finnes det en lang rekke teknologier, hvor flere i utgangspunktet er
løsningsalternativer under mer enn et prinsipp. Dette gjøres det nærmere rede for nedenfor, hvor teknologiene
beskrives noe nærmere i detalj.
Teknologien og metodene er hovedsakelig utviklet og tilpasset forholdene i andre land og langt fra alle som
omtales i manualen, kan sies å være praktisk anvendbare under våre forhold her i Norge. Likevel tas mange
mindre kjente teknologier med, da det anses det viktig at brukerne av manualen, får et visst kjennskap til
mangfoldet. Det begrenset antall praktiske implementerbare tiltaksløsninger, harmoniserer godt med de sentrale
miljømyndigheters konkluderende standpunkt i det nasjonale tiltaksarbeidet (jf. Klifs hjemmesider, utdrag):
"I dag benyttes i hovedsak to metoder for opprydding i forurensede sedimenter:
•
•
•
De forurensede sedimentene fjernes fra sjøbunnen ved mudring og plasseres i et godkjent
deponi.
De forurensede sedimentene tildekkes med rene masser, slik at det dannes en ny, ren sjøbunn
over dem.
Rensing av sedimenter i et typisk norsk oppryddingsprosjekt vil i dag være omtrent dobbelt
så dyrt som et tildekkings- eller mudrings- og deponeringsprosjekt.
En rekke teknologier for rensing av sedimenter er under utvikling. Slike tiltak er foreløpig mye
mer omfattende og kostnadskrevende enn de nevnte metodene som brukes i dag.
C:\Users\roko\Dropbox\Hav møter land\DEN GRØNNE MANUAL_17.01.13.docx
Som resultat av det samlede nasjonale tiltaksarbeidet som omfatter; kartleggingsprogrammer, de fylkesvise
tiltaksplanene, det nasjonale sedimentrådet, forskning og utvikling, de strategiske pilotprosjekter og fullskala
opryddingsprosjekter, har man kommet frem til følgende 4 egnede tiltaksprinsipper i Norge:
●
Tildekking
●
Mudring
●
Deponering
●
Rensing
Her defineres mudring som et eget tiltaksprinsipp, men mudring er i realiteten kun en del av et tiltak på linje med
massetransport og dumping av sedimenter og ikke en sluttløsning. Derfor omtales mudringsmetoder i et eget
hovedkapittel i denne manualen.
9.1
Nullalternativet
Prinsippet Nullalternativet,12 beskriver en situasjon hvor vi utgangspunktet ikke skal foreta oss noe videre med
de forurensede sedimentene. Forurensningssituasjonene er kjent, men av ulike årsaker velger vi å la sedimentene
ligge urørt der de ligger. Alternativet kan derfor også kalles la ligge-prinsippet.
Likevel kan vi under Nullalternativet definerer en lang rekke aktiviteter og forhold som kan iverksettes uten å
gjøre fysiske inngrep i sedimentene. Disse kan på kortere eller lengre sikt, hindre den uønskede eksponering
overfor miljøgiftene i sjøbunnen. Eksempler på "tiltaksløsninger" som hører inn under Nullalternativet er bl.a.:
●
Kildekontroll
●
"Natural Attenuation"
●
Naturlig sedimentasjon
●
Ferdselsrestriksjoner
●
Kostholdsråd
●
Overvåking
Det fremgår klart at alle alternativene her er relatert til Risikotriaden, ved at et av risikoelementene kontrolleres
eller på sikt elimineres. Vi skal nå se nærmere på hva tiltakene innebærer.
9.1.1 Kildekontroll
Det viktigste tiltaket for å hindre problemer med forurensede sedimenter, er å stanse utslippene til sjøen dvs.
oppnå kildekontroll eller gjennomføre kildesanering. Det er også en forutsetning at vi har kontroll med kildene
på land, før vi starter opprydding i forurensede sedimenter.
12
Internasjonalt tilsvarer dette hovedprinsippet "No Further Action" et grunnleggende alternativ som alltid skal vurderes i "Superfund"
prosjektet.
C:\Users\roko\Dropbox\Hav møter land\DEN GRØNNE MANUAL_17.01.13.docx
Hvis ikke vil området forurenses på nytt og oppryddingen få kortvarig effekt. I arbeidet med kildekontroll og
sanering benyttes følgende gruppering eller kildematrise (eksempler eller definisjon i parentes):
●
Punktkilder – (kloakkutslipp)
●
Diffuse kilder – (avrenning fra et kaiområde)
●
Primære kilder – (et punktutslipp)
●
Sekundære kilder – (et lager i sedimentene)
●
Aktive kilder – (et fysisk utslipp)
●
Passive kilder – (en potensielt fremtidig mobilisering)
9.1.2 Overvåket "Natural Attenuation"
I enkelte tilfeller kan det av ulike årsaker være tilnærmet umulig å fjerne, isolere eller behandle sedimentene på
en tilfredsstillende måte. For eksempel kan det være umulig å implementere et tradisjonelt tiltak inn under et
kaiområde, rundt installasjoner i sjøområdet, osv.
Det kan derfor være nødvendig å la sedimentene ligge og overlate "oppryddingen" til en eller flere av denne
typen naturlige prosesser. Overvåket "Natural Attenuation" kan også håndtere restforurensninger i et område
etter gjennomførte tiltak. Begrepet omfatter en lang rekke naturlige styrte prosesser som:
●
Naturlig biologisk nedbrytning
●
Dispergering
●
Fortynning
●
Sorpsjon
●
Fordampning
●
Radioaktiv nedbrytning (halveringstid)
●
Kjemisk eller biologisk stabilisering
●
Naturlig omforming
●
Naturlig destruksjon
Sedimenter fra Kristiansandsfjorden
Overvåket "Natural Attenuation" har hatt et stort fokus i USA i etterkant av at gjennomføringen av de store
oppryddingsprosjektene på 1980-tallet ble avsluttet. For utfyllende breddelesing om temaet (ikke utelukkende
relatert sedimenter) anbefales følgende internasjonale nettsider og dokumenter:
●
US Geological Survey (nettsiden inkl. 35 referanser)
●
US Environmental Protection Agency (nettsiden inkl. 37 referanser)
●
US Army Corpes of Engineers – ref. 2 – ref. 3
C:\Users\roko\Dropbox\Hav møter land\DEN GRØNNE MANUAL_17.01.13.docx
9.2
Naturlig sedimentasjon
Konsentrasjonen av en miljøgift i et sediment, er i stor grad bestemt av
fortynningen av eller overlagring av naturlig sedimenterende materiale.
Forurensede sedimenter som befinner seg i områder med naturlig høy
sedimentasjonsrate og hvor overleiringen med uforurenset materiale skjer
raskt, har kun et moderat potensial som kilde.
Imidlertid er den naturlige sedimentasjonen i fjordområdene i Norge, generelt
svært lav (1-5 mm pr år). Dette skyldes blant annet at det finnes et stort antall
sedimentasjonsfeller (bekker elver og vann) i norske vassdrag, på veien fra
erosjonsområdene til sedimentasjonsområdene i sjø langs kysten.
1 år
9.2.1 Ferdselsrestriksjoner
En effektiv måte å redusere potensialet for miljøgifteksponering, er å innføre ferdselsrestriksjoner i det
forurensede området. På land kan tiltaksområdet gjerdes inn, med adgang forbudt. Ferdseselrestriksjoner vil
hindre fysiske effekter på de forurensede sedimentene og f.eks. redusere oppvirvling fra båt- og
fartøysaktiviteter. Restriksjonene behøver ikke begrense seg til trafikk, men også omfatte bading og annen type
rekreasjon.
9.2.2 Råd om konsum og omsetning
Råd om konsum og omsetningsrestriksjoner av sjømat fanget innenfor tiltaksområdet, kan være et effektivt
virkemiddel for å hindre eksponering overfor miljøgifter via næringskjeden (se kapittel 2.4).
9.2.3 Overvåkingsprogram
Ved gjennomføring av et oppryddingstiltak er det viktig å unngå at forurensningene spres, slik at nye
forurensingsproblemer oppstår. Risikoen for slik spredning ved tiltak må vurderes nøye. Er denne risikoen stor,
mens risikoen ved å la sedimentene ligge i ro er liten, kan det være riktig å ikke gjennomføre opprydding. I slike
tilfeller vil det være aktuelt å overvåke området og vurdere tiltaksgjennomføringen på nytt dersom
spredningsfaren endres eller teknologien forbedres.
9.3
Behandling på stedet
Prinsippet omfatter teknologiske løsninger, hvor sedimentene behandles på stedet der de ligger (in situ), uten at
det gjøres vesentlige fysiske inngrep i sjøbunnen. Kjemiske og eller biologiske komponenter kan tilsettes
sedimentene, for på ulike måter, endre miljøgiftenes tilstandsform. Metodene fremmer enten en form for
nedbrytning (kjemisk eller biologisk) eller en endring i miljøgiftenes egenskaper, så som mineralisering,
kompleksdannelse, redusert mobilitet, osv.
Med spesifikke kjemiske komponenter, kan man også via stabilisering og solidifisering sedimenter (STSO),
kondisjonere eller konsolidere sedimentene, det vil si enten binde opp forurensningene eller fortykke sedimentet.
Noen former for in situ behandling kan være:
C:\Users\roko\Dropbox\Hav møter land\DEN GRØNNE MANUAL_17.01.13.docx
●
Biologisk nedbrytning (mikrobiell)
●
Kjemisk omdanning (komplekser, mineralisering)
●
Kjemisk nedbrytning (oksydasjon)
●
Kjemisk bindemidler (stabilisering og solidifisering)
●
Tilsetting overflateaktive stoffer (aktivert karbon, olivin, mm.)
●
Ionisk gitterstabilisering (zeolitter)
●
Konsolidering
●
Kondisjonering (tilsette polymerer)
Temaet behandling av forurensede sedimenter utdypes noe mer nedenfor i kapittel 9.4.
Med unntak av STSO har kunnskapen omkring og tilgjengeligheten av in situ-teknologier vært noe begrenset i
Norge. Det europeiske nettverket SedNet, hvor Norge deltok (Work Group No. 3, 2002), konkluderte da også
med at biologiske og kjemiske behandlingsmetode, kun var dokumentert på laboratorieskala. Dette til tross for at
det internasjonalt er beskrevet implementering av mange slike teknologier.
De mer fysiske metodene, som konsolidering, stabilisering og solidifisering, ble derimot beskrevet av SedNet,
som fremtidige løsninger i håndtering av sedimenter. Dette stemmer bra ti år senere, med den utvikling STSOteknologiene har hatt i de nordiske land. Men kunnskapen omkring muligheter og alternative metoder har også
økt betraktelig.
9.3.1 Biologisk og kjemisk behandling
En av disse, og godt dokumentert metode, er Limnofix
(også kalt LIST13). Metoden er utviklet i Canada og ble
opprinnelig utviklet for implementering i ferskvannssedimenter (The Great Lakes).
Prinsippet for metoden går ut på å injisere f. eks.
tradisjonelle
næringsstoffer,
vanlig
kunstgjødsel,
oksidasjonsmidler, aktiverte bakterier, etc., direkte i
sjøbunnen. Implementeringen er forholdsvis enkel, og kan
benyttes over store tiltaksområder.
Metoden kan trolig lett modifiseres til både lavsaline og marine områder i Norden. Sjøvann har en høy
bufferkapasitet slik at pH-avhengige tilpassinger kan by på utfordringer. En internasjonal litteraturreferanse som
sammenstiller temaet in situ behandlingsløsninger i noe detalj og blant annet beskriver Limnofix, ble utarbeidet
for US EPA i 1998.
En ny innovativ metode som er under utvikling er BioBlok®, et transportsystem for behandling og eller
tildekking av forurensede sedimentoverflater. Metoden er til nå med hell utprøvd i laboratorium og pilotskala, i
både Hesteskoen, Sandefjord havn og i Kirkeviken i Byfjorden i Bergen. I behandlingsøyemed kan ulike
kjemiske og biologiske komponenter, alene eller i kombinasjon, transporteres gjennom vannsøylen og dit man
måtte ønske å foreta behandlingene.
13
LIST = Limnofix In Situ Sediment Treatment Technology
C:\Users\roko\Dropbox\Hav møter land\DEN GRØNNE MANUAL_17.01.13.docx
9.3.2 Nedbrytning av TBT
I 2009 ble det initiert utvikling av en annen innovativ løsning for in situ
biologisk behandling av forurenset sjøbunnen. Sterkt TBT-forurensede
sedimenter ble hentet inn fra Fevikkilen i Aust-Agder (jf. lokalitet i de
fylkesvise tiltaksplanene), et antatt egnet substrat for ekstraksjon, dyrking
og tilpassing av TBT-degraderende bakterier. Prosjektet ble gjennomført i
samarbeid med en internasjonal samarbeidspartner og resultatet i
laboratorieskalaforsøk, viste at de nyutviklede bakteriestammene, enkelt
kunne utnytte TBT som hovedkarbonkilde, dvs. få tilgang på energi ved å
bryte ned TBT-molekylene.
Bakterienes effektivitet ble også testet under flere ulike betingelser, med
ekstremene, moderat salinitet på 25-26 o/oo saltholdighet (kunstig
sjøvann) og nedbrytning ved temperatur 6 oC.
Det er også utviklet applikasjonssystemer, for å plassere disse aktive
bakteriekulturene, der det er ønskelig å gjennomføre behandlingen.
Det gjenstår å implementere den nye metoden i et egnet pilotskala
prosjekt, f. eks. i en sterkt forurenset småbåthavn. Her vil lokaliteter i våre
naboland (Sverige og Danmark) kunne være svært godt egnet pga. av
salinitetsforholdene.
Inkubasjon av mikrober for TBTnedbrytning (Foto R.M. Konieczny)
9.3.3 Stabilisering og solidifisering (in situ)
Ulike former for stabilisering og eller solidifisering betegnes STSO og er metoder som er utviklet og hyppig
brukt internasjonalt. Nasjonalt har vi også en del førstehånds kunnskap, både gjennom større utredningsprogram,
pilotprosjekter og implementerte prosjekter (rapport fra prosjektet Stabil grunn 2009).
Prinsippet går kort ut på å tilsette sement og ulike bindemidler i et tilpasset forhold, som fortykker og herder de
forurensede sedimentene på relativt kort tid. Man kan skille mellom å stabilisere (ST) eller å binde opp
forurensningene kjemisk og solidifisere (SO) eller herde selve sedimentet. Begge metodene hindrer eller
reduserer utlekking i ettertid. Kunnskapsheving på in-situ stabilisering av sedimentene i Trondheim havn, var et
av målene med pilotprosjektet i 2001-2004, selv om dette i realiteten foregikk mer eller mindre ex-situ. Nærmere
beskrivelse av tilnærmingen og resultater kan finnes i håndboken som ble utarbeidet.
De fleste kjente internasjonale og nasjonale prosjektene, hvor STSO har blitt implementert har foregår etter at
sedimentene er fjernet og deponert, gjerne i strandsonen. Derfor omtales metodikken i mer detalj under
prinsippet Fjerne og behandle, kapittel 9.4.7 nedenfor.
Slik situasjonen er i Norge i dag, så er utviklingen konsentrert mot utvikling av passive overdekninger, som den
antatt optimal løsning i store tiltaksområder. Om kjemiske og biologiske in situ-løsningen vil utvikles, er
vanskelig å si, men potensialene for dette er neppe ferdig utredet.
Enkelte av de nye metodene (kort beskrevet over), vil kunne være svært aktuelle i mindre tiltaksområder (arealer
med "hot spots", småbåthavner, osv.). En eventuell utvikling her vil kunne gå i retning av å kombinere
biologiske og kjemiske løsninger, med tradisjonelle isolasjonsteknikker (aktive "intelligente" overdekninger).
C:\Users\roko\Dropbox\Hav møter land\DEN GRØNNE MANUAL_17.01.13.docx
9.4
Isolering på stedet
Å isolere eller tildekking forurensede sedimentene der de ligger (in situ) 14, kan enten gjøres med kompakte
løsninger (betongmatter og geotekstiler) eller med løsmasser (grus, sand, silt, leire eller fabrikkerte produkter).
Mulighetene er mange og fremmer i stor grad også vurderinger og muligheter for gjenbruksløsninger i
tiltaksprosjektene.
Så langt er overdekkinger godt utprøvde metoder og metoder under utvikling i Norge. Erfaringene med
deponerte renere løsmasser på, eller tildekking av forurenset sjøbunn, har vi ervervet gjennom utførte:
●
Lab-/pilotforsøk (Hesteskoen i Sandefjord, Kirkeviken i Bergen)
●
Nasjonale pilotprosjekter (Hannevika i Kristiansand havn)
●
Demonstrasjons og utviklingsprosjekter (Grenlandsfjordene)
●
Fullskalaprosjekter (Eitrheimsvågen i Odda, Gilhusbukta i Lier,
●
Kollevågen i Bergen, Hortenkanalen og Oslo havn
Enkelte av disse overdekkingsprosjektene omtales kort nedenfor, men i hovedsak konsentreres
metodebeskrivelsene i det følgende til gjennomgang av overdekking ved hjelp av løsmasser. Overdekkingen av
forurenset sjøbunnen kan gjennomføres på 3 måter:
●
Ved dumping
●
Ved sedimentasjon
●
Ved nedføring
Ved deponering av sterkt forurenset sedimenter, kan
egentlig bare den siste teknologien anvendes, f. eks. ved
nedføring slik som vist på illustrasjonen nedenfor til høyre.
Videre så kan i hovedsak overdekkingene anlegges på to
måter15:
●
Level Bottom Capping (LBC) – overdekkingen
plasseres direkte på den forurensede sjøbunnen
●
Contained
Aquatic
Disposal
(CAD)
–
overdekkingen legges i en naturlig eller konstruert
deponeringscelle på sjøbunnen.
En LBC må i utgangspunktet være en relativt flat
overdekking da den har i prinsippet ikke lateral
avgrensning eller barriere.
Illustrasjon US ACE
14
ISC = In situ Capping
15
Metodene kan også benyttes ved overdekking av sedimenter som flyttes og deponeres i sjø – se kapittel 9.5
C:\Users\roko\Dropbox\Hav møter land\DEN GRØNNE MANUAL_17.01.13.docx
En CAD kan enten være en naturlig forsenkning i
sjøbunnen (bløtbunn), berggrunnen (hardbunn) eller ha
en annen form for konstruert fysisk barriere omkring de
forurensede sedimentene.
For mer inngående forståelse av de fysiske og
miljømessige utfordringer og konsekvenser av CADdeponering og deponering på sjøbunnen generelt,
anbefales følgende dokumenter fra internasjonale
prosjekter (utvalgte eksempler):
Illustrasjon fra US ACE
●
Vedlikeholdsmudring i Bridgeport Havn
●
DAMOS-prosjektet
●
Vedlikeholdsmudring og deponering i Boston havn (Boston Harbor Navigation Improvement)
●
Opprydding og deponering i New Bedford havn (DMMP-programmet)
9.4.1 Prinsipper for overdekking
De sentrale miljømyndighetene beskriver de ovennevnte tiltaksformene, som én metode og kanskje på en noe
generell måte:
". . . de forurensede sedimentene tildekkes med rene masser slik at miljøgifter ikke er tilgjengelige for marine
organismer". Hvilken type masser en trenger for tildekkingen er avhengig av hvor utsatt bunnen er for oppvirvling,
strøm og spredning.
Minimum mektighet på dekklaget bør være 30 cm. For å unngå at de rene dekkmassene skal synke ned i de
forurensede sedimentene (gjelder spesielt ved myk bunn) kan det legges fiberduk over sedimentene.
Tildekking er i enklest på små vanndyp, men er også mulig på større vanndybder. Presisjonen på plasseringen av
dekkmassen risikerer imidlertid å bli dårligere".
Overdekking er i realiteten noe mer omfattende og nyansert, enn slik det her er beskrevet. Det basale prinsippet
bak en overdekking, er å etablere en fysisk barriere som utsetter gjennombruddet (frigivelsen) av forurensende
stoffer fra sedimentene til vannmassen. Dette er uavhengig av om det er organismer til stede eller ikke. En
overdekking kan jo plasseres under oksygenfrie forhold.
Det er derimot riktig at det hydrografiske regime i tiltaksområdet er svært avgjørende for designet av
overdekkingen, men en gylden regel er at overdekkinger ikke hensiktsmessig anlegges på lokaliteter preget av
strøm og trafikk. Dette vil i så fall kreve en svært kostnadsdrivende og rutinemessig overvåking og hyppig
vedlikehold av overdekkingen i ubestemt fremtid.
At massene skal være rene er en sannhet med modifikasjoner, da det knapt nok finnes rene naturlige sedimenter
og at svakt kontaminerte sedimenter like godt kan utnyttes som overdekkingsmateriale. I et slikt tilfelle, kan
interaksjoner mellom sjøbunnen og overdekkingen potensielt utgjøre en fordel (stabiliserende likevekt,
kompleksdannelse, mm.). En overdekking kan også med hensikt bestå av flere lag, slik at en bedre betegnelse på
overdekkingsmaterialer, er at det skal være egnet. Dette fremmer også mulighet for å gjenbruke mange typer
overskuddsmasser fra sjø, land og industrielle prosesser. Hvor tykk en overdekking må være, kan derfor heller
ikke standardiseres.
C:\Users\roko\Dropbox\Hav møter land\DEN GRØNNE MANUAL_17.01.13.docx
9.4.2 Overdekkingserfaring i Norge
Første gang dette ble forsøkt var i Kristiansand havn i 1994, hvor uforurenset sand ble dumpet i de frie
vannmasser ned på bløt forurenset sjøbunn. Forsøket var ikke særlig vellykket, da sjøbunnen gjennomgikk en
såkalt dynamisk kollaps, som genererte en 7-14 m høy sky av sediment, som beveget seg med en hastighet på 1
km/t utover fjorden.
Et nytt forsøk ble gjort i Hannevika, vest i havneområdet i 1996/1997. Den gang ble det dumpet sand på
sjøbunnen som besto av 10-12 m tykt lag av bløtt industrislam. Siden har ingen sett denne sanden, noe som
illustrerer at masser med ulik karakter sjelden befinner seg i samme regime eller er geoteknisk stabile. I
forlengelsen av disse forsøkene ble teknologien og Kristiansand havn valgt inn som et av de 5 Pilotprosjektene.
I Eitrheimsvågen i 1992 ble gjennomført tiltak for ca. 100.000 m² tungmetallforurensede sedimenter. De
forurensede sedimentene ble tildekket og øvrige forurensningskilder ble avskjermet, blant annet med en
spuntvegg. Tildekkingen ble utført med en geotekstil fulgt av 0,5 m sand. Maksimal vanndybde i tiltaksområdet
var 10 m. Hele tiltaket kostet ca. NOK 400/m², hvorav tildekkingen kostet rundt NOK 8 mill. I Hortenkanalen
ble det på tidlig 90-tall lagt ut drøyt 10.000 m² betongmadrasser på 2 m vanndyp. Sedimentene i kanalen var
sterkt metallforurenset. Tildekkingen ble beregnet til å koste ca. NOK 350/m² ferdig utlagt.
9.4.3 Metodeutvikling overdekking
I Norge foregår det for tiden forskningsprosjekter for å videreutvikle tildekkingsteknologier. Norske
miljømyndigheter (Klif) og FM er involvert i dette arbeidet, sammen med en rekke aktører i markedet. Prosjektet
OPTICAP, som ble utført i Grenlandsfjordene, var et forskningsprosjekt som skulle øke kunnskap om materialer
og metoder egnet for tildekking av forurenset sjøbunn.
Effekten av forurensning fra store sjøbunnsområder med moderat forurensning, kan være større enn fra små
områder med høyere miljøgiftkonsentrasjoner. For å redusere dette problemet er det utarbeidet planer for
tildekking av store områder i norske fjorder. OPTICAP skulle optimalisere metoder for forbedring av forurenset
sjøbunn med tynn tildekking. I denne sammenheng var det nødvendig med større kunnskap om teknologi for
utlegging, og effekten av kjemisk aktive eller passive materialer.
Viktige delmål prosjektet var å bidra til å fylle allerede
identifiserte kunnskapshull om disse metodene:
●
Fysiske egenskaper til tildekkingsmaterialene
●
Fysiske, kjemiske og biologiske mekanismer
som reduserer effekten av miljøgifter
●
Sekundære negative effekter av tildekking på
bunnfauna og fjordøkosystemet
Foto: NGI
Forskningsarbeidet i prosjektet var delt opp i tre hoveddeler eller arbeidspakker (WP = work packages):
WP 1 - Teknologi for kosteffektiv nedføring og utlegging av ulike materialer som tynn tildekking.
WP 2 - Effektene av tynne tildekkinger på miljøtilstanden i sediment og i vannmassen over.
WP 3 - Sekundære negative effekter på bunnfauna som følge av tynn tildekking av sjøbunnen.
C:\Users\roko\Dropbox\Hav møter land\DEN GRØNNE MANUAL_17.01.13.docx
Sluttrapporten for OPTICOM-prosjektet kom i september 2012. Følgende konklusjoner kan trekkes med hensyn
til utlegging av tynntildekking:
•
Tildekking kan legges ut i lag på <5 cm også på vanndyp ned mot 100 m.
•
Utlegging av sandige og grus masser kan oppnås med god presisjon enten med nedpumping via rør eller
direkte utlegging fra lekter i overflaten (for eksempel splittlekter eller fallbunnslekter).
•
Utlegging av aktivt kull kan gjøres ved å blande kullet med salt og leire og pumpe blandingen ut like over
sjøbunnen.
•
Tildekkingsmaterialer med mye finstoff kan legges ut som en slurry dersom topografi og strømforhold er
gunstige.
•
Testen i OPTICAP er gjort i pilotskala i felt og ved oppgradering til tildekking i full skala vil det være en
rekke utfordringer knyttet til optimalisering og kontroll med blanding og utpumping av tildekkingsmasser
for å lage et jevnest mulig tildekkingslag.
Videre konkluderes det med hensyn til effektivitet av tynntildekking:
•
Både økt tykkelse og innhold av aktivt materiale ser ut til å være viktig for effektivitet av tynntildekking.
•
Både felt- og laboratorieforsøkene har vist at tynntildekking (< 5 cm) kan gi mer enn 80 % reduksjon i
fluks og opptak av organiske miljøgifter i organismer.
•
Felttestene viser en god effektivitet av tildekking med aktivt materiale målt med alle metodene som er
benyttet her. Effektiviteten av de passive materialene varierer imidlertid betydelig. Dette kan skyldes både
variabilitet i forholdene på testfeltene og utfordringer knyttet til måling av effektivitet i felt.
Konklusjoner med hensyn til bieffekter av tynnsjikttildekking:
•
Tildekking med tynne sjikt av et hvilket som helst materiale kan endre sammensetningen av bunnfaunaen
og den økologiske funksjonen til sjøbunnen.
•
Tester utført på bløtbunnsamfunn avdekket store forskjeller mellom ulike materialer vurdert brukt som
tynnsjikttildekking.
•
Tildekking med knust kalkstein eller leire uten tilsetning av aktivt kull ga liten endring av bunnfauna
sammenlignet med leire tilsatt aktivt kull.
•
Feltene behandlet med leire og aktivt kull viste redusert biomangfold så lenge undersøkelsene pågikk (det
vil si 14-20 måneder etter utlegging).
•
Det ble ikke funnet vesentlige effekter av tynnsjiktildekking på nedbrytning av organisk materiale og
resirkulering av næringssalter, som er en av sedimentets viktige geokjemiske funksjoner.
•
LCA-analysen av tynntildekking har også identifisert at en viktig utfordring blir hvordan gjøre en god
vekting av redusert biotilgjengelighet av miljøgifter mot skader på bunnfauna og økte utslipp av CO2.
C:\Users\roko\Dropbox\Hav møter land\DEN GRØNNE MANUAL_17.01.13.docx
THINC er et tilsvarende prosjekt som pågår i regi av
Norsk Hydro og er samordnet med OPTICAP. I Sverige
er det også en teknologi under utvikling innen denne
overdekkingskategorien, kalt CARBOCAP, ledet av
Universitetet i Stockholm.
Imidlertid finnes det foreløpig få referanser til
informasjon om disse to siste prosjektene.
Fotosnitt i sjøbunn før og etter utlegging av masse (Foto: NIVA)
Metodebeskrivelser knyttet til former for deponering av
muddermasser og overdekkingsmasser i sjøområder,
beskrives og illustreres andre steder i manualen og
omtales ikke videre her.
9.5
Fjerne og behandle
Dette prinsippet går ut på å fjerne de forurensede sedimentene fysisk fra sjøbunnen i tiltaksområdet ved en
mudringsteknikk og flytte disse til et område eller fasilitet for videre sluttbehandling. Behandling kan her bety alt
fra enkel av-vanning av muddermassene til fullstendig destruksjon av miljøgiftene eller sedimentet.
De 4 hovedprinsippene for rensing er mekanisk, kjemisk, termisk og biologisk behandling. Omfanget av
behandlingsmetoder for sedimenter etter at de er fjernet, er enormt og kun et utvalg alternativer er derfor tatt med
nedenfor:
9.5.1 Mekanisk behandling
Mekanisk behandling av sedimenter, er fysiske metoder som kan karakteriseres både som metoder for rensing og
forbehandling. Mekanisk separasjon endrer ikke forurensningen kjemisk, men konsentrerer miljøgiftene i et
mindre kostnadsdrivende volum som går videre til sluttbehandling. Mekanisk behandling omfatter metoder som:
●
Våt- og tørrsikting
●
Av-vanning og beltepresser
●
Sentrifuger og hydrosykloner
●
Vasking og spyling med ekstraksjon
●
Utlaking med ekstraksjon
●
Dampekstraksjon
9.5.2 Kjemisk behandling
Kjemisk behandling går ut på å tilsette kjemiske reagenser for å ekstrahere, stabilisere eller destruere
miljøgiftene i sedimentet. Tilsettingene av kjemiske komponenter kan også endre forurensningenes egenskaper
og gjøre disse tilgjengelig for andre metoder. Kjemiske metoder omfatter blant annet:
C:\Users\roko\Dropbox\Hav møter land\DEN GRØNNE MANUAL_17.01.13.docx
●
Kondisjonering
●
Kjemisk våt-oksydasjon
●
Kjemisk nedbrytning, dehalogenering
●
Kjemisk elektrokinetisk
●
Væskeekstraksjon
●
Stabilisering, solidifisering
9.5.3 Termisk behandling
Ved termisk behandling benyttes varme til å løse opp, binde eller fjerne forurensninger. Metodene egner deg i
utgangspunktet for organiske forurensninger, selv om uorganiske komponenter (metaller) kan stabiliseres ved
svært høye temperaturer. Termiske metoder omfatter blant annet:
●
Termisk våt-oksydasjon
●
Plasmabue
●
Pyrolyse
●
Forbrenning
●
Forglassing
9.5.4 Biologisk behandling
De biologiske behandlingsmetoder utnytter enten de tilstedeværende biologiske prosessene i sedimentene eller
forserer biologiske prosesser f. esk. ved tilsetting av ulike typer mikroorganismer (sopp, bakterier). Ved å
kontrollere forholdene som optimaliserer nedbrytningsprosessene (bl. a. pH, temperatur, næring og oksygen) kan
blant annet nivået av organiske miljøgifter reduseres.
Ulike typer planter kan benyttes for opptak av f. eks. metaller fra sedimentene. Biologisk behandlingsmetoder
omfatter blant annet:
●
Aktivert mikrobiell nedbrytning
●
Naturlig kompostering, landfarming
●
Fytorensing (phyto-remediering)
●
Bio-reaktor, bioslurry-reaktor
●
Bio-pusting, bio-ventilering
●
Fotolyse
9.5.5 Separasjon og vasking i Norge
Myndighetene i Norge anser at renseteknologier, som er basert på separering av sediment og forurensning, har
størst potensielt i konkurransen med rimelige metoder som mudring etterfulgt av deponering og tildekking. Dette
fordi miljøgifter normalt vil være bundet til de fineste partiklene, slik at mekanisk separasjon kan være lønnsomt
dersom grovfraksjonen (sand og grus) utgjør minimum 50-60 %.
C:\Users\roko\Dropbox\Hav møter land\DEN GRØNNE MANUAL_17.01.13.docx
Den fine fraksjonen kan deretter vaske med f. eks. tensider, syrer eller kompleksdannende produkter. Men det er
langt ifra alle typer sedimenter som er egnet for rensing. De viktigste faktorene for å avgjøre om metoden kan
brukes er:
●
Kornfordeling
●
Forurensningstype
●
Partikkelaffinitet
●
Organisk innhold
Til nå er det kun utført et slikt prosjekt i Norge, hvor forurensede sedimenter er forsøkt renset (Sandefjord havn
1998-1999). Dog har vi nasjonalt en del erfaring med rensing av forurenset jord, f. eks. ved det tidligere
treimpregneringsanlegget på Lillestrøm, Gassverktomta i Stavanger og på tidligere Fornebu Lufthavn.
Et prosjekt hvor det ble benyttet sorterings av mudringsmasser av nyere dato, er ved etableringen av den nye
Operaen i Oslo havn. Totalt mudret Statsbygg 90.000 tonn forurensede sedimenter, som ble sortert etter
forurensningsgrad. De mest forurensede massene ble sendt til NOAH på Langøya (se foto kapittel 1.3, s. 8). En
grei sammenstilling av renseteknologi er utarbeidet i forbindelse med pilotprosjektet i Trondheim havn. Men om
rensing av sedimentene vil bli et tilsvarende utbredt tiltaksalternativ i Norge er umulig å forutsi.
9.5.6 Renseteknologier internasjonalt
Internasjonalt er det derimot utført mange prosjekter og etablering av stor behandlingsanlegg, hvor forurensede
sedimenter renses, blant annet i Nederland, Tyskland og ikke minst i USA.
I Hamburg i Tyskland står det et fast anlegg, METHAanlegget, som kontinuerlig renser forurensede
sedimenter fra havneområdet for gjenvinning.
Renseprosessen er forholdsvis omfattende, med flere
sorterings- og vasketrinn.
Teknologien ble i sin tid demonstrert i Norge, hvor
sedimenter fra Sandefjord og Oslo havnebasseng ble
forsøkt renset, uten at dette ble noen uovertruffet
suksess. For videre detaljert lesing anbefales artikkelen:
"The Hamburg Project METHA: large scale separation,
dewatering and reuse of polluted sediments".
METHA- anlegget i Hamburg Foto HPA
Et annet eksempel på hvilken vei utviklingen av renseprosesser har gått internasjonalt er publikasjonen:
"Dredged material decontamination demonstration for the port of New York/New Jersey". Prosjektet her er et
praktisk eksempel på hvordan den trinnvis modellen for utvikling av tiltaksplaner er relevant i virkelige
situasjoner. Grunnet endret regulering (jf. Trinn 1C rammebetingelser) på deponering av mudringsmasser i
sjøområdet og stadig økende kostnader for deponering på land i regionen, ble man nødt til å finne alternative
løsninger. Sedimentene var og er fortsatt forurenset med dioksiner (jf. Trinn 2A problemformulering), slik at
mange avanserte teknologier for tilpassing ble vurdert (jf. Trinn 2B tiltaksalternativer). Man falt i henhold til
ambisjonene (jf. Trinn 1B målsetting) til slutt ned på en kompleks teknologi med bl.a. plasmabue-trinn, som
produserer et glassaktig produkt av sedimentene som kan gjenbrukes i sementindustrien (jf. Trinn 3
miljøvurderinger). Metoden ble testet på laboratorium-, pilot- og demonstrasjonsskala (jf. Trinn 4 testing og
beslutning) før implementering.
C:\Users\roko\Dropbox\Hav møter land\DEN GRØNNE MANUAL_17.01.13.docx
Kostnadsnivået for selve rensemetoden lå for 10 år tilbake på rundt NOK 110 pr tonn sediment, noe som fortsatt
vil være en konkurransedyktig pris i Norge i dag, sett i forhold til andre deponerings og behandlingsløsninger.
9.5.7 Stabilisering og solidifisering (ex situ)
Stabiliserings- og solidifiseringsteknologier forkortet
STSO, ble kort introdusert under in situ behandling
(kapittel 9.3.3). Men det er først og fremst i ex situ
situasjoner at STSO blir benyttet.
Hovedmetodikken ble utviklet i forbindelse med ustabil
grunnforhold, hvor sement og eller bindemidler ble tilsatt. I
vårt naboland Finland har man benyttet stabilisering i mer
enn 15 år. Dette ble i sin tid ansett for å være en lovende
metodikk for tilpassing til norske forhold i sjøområdene
våre.
Illustrasjon Skanska
9.5.8 Utvikling av STSO i Norge
I 2006 ble det derfor startet et FoU-prosjekt i Norge; "STSO – Stabilisering og solidifisering av forurenset
masse", under finansieringsordningen BIA16. Hovedmålet med prosjektet var å utvikle metoder for å gjenbruke
forurensede sedimenter til ny byggegrunn gjennom stabilisering og solidifisering. Prosjektet hadde delmålene:
●
Identifisere styrende prosesser for utlekking
●
Utvikle bindemiddelresepter for stabilisering av forurensede masser.
●
Utvikle kostnadseffektive blande- og utleggings-metoder.
Prosjektet var tilknyttet to referanseprosjekter, hhv. i Hammerfest og Kadettangen i Bærum. Disse prosjektene
ble gjennomført frittstående, men brukte kunnskaper generert i BIA-prosjektet. Hensikten med
referanseprosjektene var å demonstrere og videreutvikle metoden for bruk av stabilisering i bygg- og
anleggskonstruksjoner. Prosjektet ble avsluttet i 2008.
For detaljert lesing, henvises det til sluttrapporten for prosjektet: Bindemidler og metoder for
stabilisering/solidifisering (STSO) av forurensede masser.
Ytterligere informasjon om prosjektet og en status for utviklingen i Norge, er samlet på nettsiden Stabil grunn.
Annen nyttig lesing i forbindelse med utredning, metodebeskrivelse og praktiske prosjekteksempler er også
Håndbok for stabilisering og solidifisering av sedimenter i Trondheim havn og et forskningsarbeid på temaet
stabilisering fra 2009.
Prosjekter i NORGE
●
●
16
Arktisk kultursenter i Hammerfest havn
Kadettangen i Sandvikselva Bærum havn
Nasjonal finansieringsordning BIA = Brukerstyrt Innovasjonsarena
C:\Users\roko\Dropbox\Hav møter land\DEN GRØNNE MANUAL_17.01.13.docx
Prosjekter i SVERIGE
●
Stabilisering av sedimenter fra Valdemarsviken
Prosjekter i FINLAND
●
Voussari havn, Helsinki
Prosjekter i USA
●
New Jersey/New York Harbor (CDSM-teknologi)17
Enkelte av disse prosjektene presenteres i noe mer detalj nedenfor kapittel 15.
9.5.9 HPSS-teknologien
HPSS står for High Performance Solidification and Stabilization og er en BAT-teknologi innen STSO.
Teknologien er ikke prøvd ut i de nordiske land, men fullskalaprosjekter er gjennomfør i Venezia.
Utgangspunktet for HPSS-teknologien er bred kunnskap og utvikling rundt hydrauliske bindemidler.
Tradisjonell STSO-teknologi benytter ofte kombinasjoner av ulike industrielle avfallsprodukter som
bindemidler, hvor effekten kan være noe tilfeldig. Mens HPSS-teknologien benytter spesifikt tilpassede og eller
ofte tilgjengelige kommersielle produkter, med langt bedre og kontrollerbare egenskaper.
Implementeringen av HPSS er en trinnvis prosess og er egnet for masser (jord, sediment, slam og avfall) med
metaller og eller organiske forurensninger. Følgende nøkkeltrinn beskriver prosessen:
●
Mudrede sedimenter transporteres til mellomlagring (1) og lett av-vanning.
●
Massene siktes (2) for grove fremmedlegemer.
●
Siktede masser transporteres til et blandeverk (3) for tilsetting av sement og spesifikt
tilpassede additiver (bindemidler).
●
Blandingen pumpes til en roterende mikseskive (4) for produksjon av et kuleformet
granulat med størrelse 4-20 mm (fraksjon etter ønske).
●
Granulatet er nå fritt for fin-partikler (<2 mm) og stabilisering av granulatet (5) ved
romtemperatur.
17
CDSM = Cement Deep Soil Mixing
C:\Users\roko\Dropbox\Hav møter land\DEN GRØNNE MANUAL_17.01.13.docx
Siste trinn i prosessen om nødvendig er destillasjon av granulatet i 30 min. ved Tmax 200 oC i superopphetet
damp, både ved atmosfærisk trykk og i vakuum. Dette trinne fjerner eventuelle alle uønskede organiske
forurensninger.
2
1
3
En typisk innblanding av sediment og additiver kan være:
●
Sediment/jord (med TS 85 %)
- Andel 62 %
●
Sement (type 52.5)
- Andel 26 %
●
Mapeplast ECO1 komp. A
- Andel 0,95 %
●
Mapeplast ECO1 komp. B
- Andel 0,95 %
●
Vann
- Andel 10 %
4
Det ferdige granulatet viser ved ulike geotekniske tester, at det har
aggregats styrke og egner seg ypperlig til f. eks. byggegrunn. Noen
tekniske data:
●
Tetthet = 2,33 g/cm2
●
Resistens mot fraksjonering ACV = 24 %
●
Los Angeles test = 35 %
●
Fryse-tine motstand = 3.2 %
●
Alkali-aggregat reaktivitet = negativ
5
Diagrammet over viser oppbygging av et behandlingsanlegg på øya
Murano utenfor Venezia. Her ble det behandlet mer enn 8000 m³
metallforurenset grunn med HPSS-metoden.
Resultatet av en kumulativ utlekkingstester for Cu og Pb, etter 384 dager
etter behandlingen, var på hhv. 10 % og 15 %. Reelle konsentrasjoner var
på mindre enn 20 % av nedre grense for normverdi (50 µg/l) 18 tilsvarende
tilstandsklasse 1, noe som er svært tilfredsstillende.
For anbefalt lesing - Artikkel 1 – Artikkel 2
6
18
Italienske grensen for kumulativ lekkasje fra gjenbruksmaterialer ref. D.M.5.2.1998
C:\Users\roko\Dropbox\Hav møter land\DEN GRØNNE MANUAL_17.01.13.docx
9.6
Fjerne og isolere
Dette prinsippet for tiltaksløsninger omfatter at sedimentene fjernes fra tiltaksområdet ved mudring og
transporteres på ulike måter til en deponiløsning. Det finnes 3 hoved-alternativer for deponier:
●
Deponi i sjø
●
Deponier i strandsonen
●
Deponi på land
9.6.1 Deponering i sjø
Etter at sedimentene er mudret kan de transporteres til et anlagt sjødeponi. Internasjonalt, blant annet i USA og
Nederland, har man i mange områder deponert vedlikeholdsmasser (sand og grus) på sjøbunnen og konstruert så
kalte deponeringsceller (CAD). Slike celler kan i ettertid benyttes som deponier med laterale barrierer, for
nedføring av forurensede sedimenter og overdekking med renere sedimenter (jf. kapittel 9.4). Transport og
deponering er omtalt nærmer i nedenfor i manualen.
4
1
2
5
3
Ulike typer av deponier på land i strandsonen og i sjøområder (illustrasjon US ACE 1998)
1. Åpent landdeponi med bunntetting
2. Lukket landdeponi (CDF) over vann
3. Lukket strandkantdeponi (CDF) under vann
4. Lukket CAD med overdekking og lateral barriere
5. Åpen overdekking LBC (alt. ISC) uten lateral barriere
En deponeringscelle kan også forekomme som en naturlig fordypning på hardbunn f. eks. en fjellsprekk eller
forsenkning på en bløt sjøbunn. Alternativt kan en CAD graves ut i sjøbunnen, et prinsipp som også omfatter
tiltaksalternativet "Flip Flop". Dette er en teknikk, hvor både forurensede og uforurensede sedimenter mudres og
deponeres i en bestemt rekkefølge, slik at sedimentlagene på lokaliteten snus opp ned (se figur under).
Lektere
1
2
3
Sjøbunn
Nasjonalt skiller vi vanligvis mellom gruntvannsdeponier, jf. pilotprosjekt i Sandefjord og dypvannsdeponier
som ved fullskala deponering Oslo havn).
C:\Users\roko\Dropbox\Hav møter land\DEN GRØNNE MANUAL_17.01.13.docx
9.6.2 Strandkantdeponier
Et deponi i strandkanten kan etableres når det både er behov for å innvinne land og for å deponere sedimenter.
Deponiområdet ringes først inn av en voll av stein eller det kan også spuntes inn (stål, betong). Neste fase
plasseres sedimentene på innsiden av vollen. Sedimentene kan mudres og plasseres direkte enten med grabb eller
pumpes inn via sugemudring.
Internasjonalt kalles tiltaksmetoden en CDF eller
Confined Disposal Facility og er en av de mest
benyttede og kanskje den best dokumenterte metoden i
tiltakssammenheng. Første CDF ble etablert av US ACE
i 1960 og siden den gang er det laget rundt 50
strandkantdeponier i havneområder, bare under
oppryddingsarbeidet i The Great Lakes. Et utvalg av
disse er samlet i listen nedenfor:
Bolles Harbor CDF
Indiana Harbor CDF
Buffalo Harbor - Dike 4 CDF
Inland Route CDF
Calumet Harbor - Chicago Area CDF
Kewaunee Harbor CDF
Cleveland Harbor CDFs
Keweenaw Waterway CDF
Clinton River CDF
Lorain Harbor CDF
Detroit River - Pointe Mouille CDF
Manitowoc Harbor CDF
Duluth-Superior Harbor - Erie Pier CDF
Huron Harbor CDF - type i vann (1975). Foto US ACE
Milwaukee Harbor CDF
Erie Harbor CDF
Monroe Harbor - Sterling State Park CDF
Green Bay Harbor - Bayport CDF
Saginaw River - Saginaw Bay CDF
Holland Harbor - Holland Township Site CDF
St. Clair River - Dickinson Island CDF
Huron Harbor CDF
Toledo Harbor CDFs
Manitowoc Harbor CDF - type i vann (1975). Foto US ACE
I Norge ble denne tiltaksmetoden benyttet i miljømudringsprosjektet ved Haakonsvern orlogsstasjon utenfor
Bergen. Her ble 320.000 m² forurenset sjøbunn ned til ca. 60 m vanndyp fjernet ved sugemudring.
Muddermassen ble pumpet til et strandkantdeponi. Likeledes ble massene etter tiltakene i Trondheim havn lagt
inn i et strandkantdeponi for stabilisering og landinnvinning. I tiltaket ved Aker Stord verft ble det også etablert
et strandkantdeponi, men massene ble lagt inn i pølser av geotekstiler som en ekstra sikring.
C:\Users\roko\Dropbox\Hav møter land\DEN GRØNNE MANUAL_17.01.13.docx
9.6.3 Deponering på land
Mudrede sedimenter i oppryddingstiltak kan også plasseres på
land. I Norge har vi eksempler på at vi har plassert forurensede
sedimenter inn i fjellhaller med og uten stabilisering (Bergen,
Mo i Rana). Men når det er snakk om landdeponi, dreier det
seg først og fremst plassering av forurensede masser i etablerte
deponier med eller uten bunntetting.
Deponiforskriften stiller spesifikke minimumskrav til den
geologiske barrieren under et deponi. Slik kravene er stillet, er
det effekten av dem som skal oppfylles. Det betyr at kravet til
geologisk barriere kan oppfylles på grunnlag av andre verdier
for tykkelsen (mektigheten) på det geologiske laget, forutsatt at
det kompenseres tilsvarende med permeabiliteten (k-verdier),
og at grunnforholdene for øvrig er egnet for etablering av
deponi. Dette kan avhjelpes ved å supplere med en kunstig
oppbygget geologisk barriere.
Foto Per Kristian Hoel
Disse retningslinjene skal gjøre det lettere for myndighetene å
vurdere om en prosjektert bunntetting vil tilfredsstille
deponiforskriftens krav. Årsaken til at det stilles krav til
geologisk barriere er at denne ikke vil miste sine
tilbakeholdelsesegenskaper med tid, i motsetning til en kunstig
membran som i langt større grad vil være utsatt for svekkelse
p.g.a. aldring og materialforandringer.
Kunstig supplering av geologisk barriere. Normalt vil det være
behov for å supplere den naturlige geologiske barrieren. Den
kunstige barrieren kan virke som et supplement til den
naturlige barrieren, eller fungere alene. I alle tilfeller skal
tykkelsen av det supplerende laget ikke være mindre enn 0,5
meter. Dette betyr for eksempel at en tynn bentonittmembran
ikke vil kunne oppfylle kravet til en geologisk barriere alene,
selv om beregnet permeabilitet er tilfredsstillende.
Avfalldeponi i Skjelefteå (www.terra-tec.no )
Den kunstige barrieren kan bygges opp av flere forskjellige lag.
Dette innebærer imidlertid at en rekke forutsetninger er
oppfylt. Det er viktig at strukturen av en slik sammensatt
barriere ikke endres med tiden på grunn av hydrologiske,
geotekniske og eller kjemiske forhold under deponiet
Kravet til en kunstig oppbygget geologisk barriere vil være at summen av produktet av permeabilitet (hydraulisk
konduktivitet) og lagenes mektighet må være det samme som deponiforskriftens krav. I tillegg må den samlede
mektigheten av supplerende lag og naturlig grunn ned til høyeste sannsynlige grunnvannsspeil (umettet sone)
være minst hhv 1 meter for deponier for ordinært og inert avfall og minst 5 meter for deponier for farlig avfall.
Flere typer materialer vil være egnet til å supplere den geologiske barrieren. Aktuelle materialer kan være
komprimert silt eller komprimert finstoffholdig morene. Alminnelig leire er normalt ikke egnet alene da dette
materialet er vanskelig å få tilstrekkelig tett og stabilt når det legges ut maskinelt.
C:\Users\roko\Dropbox\Hav møter land\DEN GRØNNE MANUAL_17.01.13.docx
Bentonittleire er imidlertid velegnet og en bentonittmembran som sveller til 15 mm kan generelt erstatte
0,7 meter løsmasser med k=1*10- 9m/s. Under bentonittmembranen må det imidlertid konstrueres et bærelag på
0,5 m. Bærelagets tetthet får da isolert sett liten betydning, men bærelaget må være bygget opp slik at strukturen
i barrieren ikke kan forandres over tid. Ved store differanser i permeabilitet mellom den kunstige geologiske
barrieren og naturlig grunn kan det være nødvendig å legge inn en fiberduk mellom lagene. Alternativt kan
lagene legges på en slik måte at filterkriteriet tilfredsstilles for den aktuelle strømningsretningen.
Fjell er normalt ikke et godt egnet underlag for etablering av deponi dersom det skal inngå som en del av
tettingen. Tetting mot fjell stiller særlig store krav til valg av materiale i den geologiske barrieren. Man må sikre
seg at det ikke finnes høye hydrauliske gradienter som kan føre til utvasking, og vurdere om det kan være behov
for å etablere et drenerende sjikt av geologiske materialer mellom fjellet og den konstruerte barrieren.
Overliggende kunstig tetningsmembran. Det er gjerne krav til membranens tetthet samt resistens mot aldring og
mekaniske påkjenninger som styrer valget av membran. Det kan likevel være helt andre forhold som influerer på
den totale tetthet. Før en velger endelig løsning bør en tenke gjennom hva membranen kan bli utsatt for i dens
levetid og planlegge deretter. For eksempel kan tungt anleggsutstyr knyttet til utlegging av drenslag og
avfallsbehandling, eller opprenskning i slamdeponier, gi deformasjoner og skader på tetteløsningen.
Komprimering av løsmasser over membranen kan føre til perforering, og nivåendringer i basseng eller
strømningsforhold kan gi erosjon og ras. Store setningsforskjeller over deponiområdet kan medføre tøyninger i
membranen som kan medføre brudd.
De vanligst benyttede plastmembraner er bygd opp av:
●
polyetylen (PE) der HDPE og LDPE er mest resistente mot kjemikalier og UV-stråling
●
polyvinylklorid (PVC) er mer fleksibel
●
polypropylen (PP) – er også fleksible.
9.6.4 Deponering i geotekstiler
Når mudrete masser er særlig forurenset og bør sikres, eller
mudringsmetode krever et ekstra trinn med av-vanning av
sedimentene, er bruk av geotekstiler en svært god løsning.
Det finnes en rekke måter å implementere dette på og
løsningsalternativene er også mange. Utformingen av
gotekstilen kan ha en rekke former (sekk, bag, pølse, osv.), ulik
fleksibilitet og ikke minst størrelser alt etter formål, håndtering
og plassering. Geotekstilene kan ha tilnærmet uendelig lang
levetid og vil være et kostnadseffektivt tiltaksalternativ.
Geobag med omkrets ca. 9 m og høyde ca. 1,5 m
Primært kan man si at prinsippet er at sedimentene fra
sjøbunnen pumpes direkte opp på fartøy eller til land og inn i
en prefabrikkert geobag. Når denne er fylt, kan vann tappes av,
slik at sedimentet av-vannes og selve sedimentet komprimeres.
Deretter kan geobagen plasseres eller benyttes der det er
ønskelig. Som det kan ses av foto til høyre, kan geobager
kanskje være et alternativ til tradisjonelle deponier med
bunntetting.
C:\Users\roko\Dropbox\Hav møter land\DEN GRØNNE MANUAL_17.01.13.docx
Litt avhengig av geobagenes form og størrelse kan disse
benyttes som ulike former for stabilisering på land, i
strandsonen og i sjø. Denne metoden er hyppig benyttet
internasjonalt, men foreløpig ikke ansett som et alternativ i
Norge.
Man kunne tenke seg mange anvendelser av slike lange
geopølser som vist på foto til høyre. For eksempel kunne disse
danne en barriere rundt en CDF (strandkantdeponi), hvor
masser kunne legge inn på innsiden og senere overdekkes av
rene masser.
Foto US ACE
Derimot kjenner vi en alternativ bruk av geotekstiler fra
oppryddingen ved Aker Stord. Her ble sedimentene fra bunnen
i havna mudret opp i en lekter, hvor lasterommet var kledd med
en geotekstilduk.
Massene ble fortløpende av-vannet og når lasterommet var
tilstrekkelig fylt, ble geotekstilen manuelt sydd sammen til en
pølse. Pølsen ble deretter transportert sikker til deponiområdet
og dumpet på relativt grunt vann.
Illustrasjon Aker Maritime AS
9.7
Tiltaksalternativer - Topp 5
Som en kort oppsummeringa av kapittel 9 om prinsipper for tiltak, kan det etableres en prioritert liste tilpasset
forurensningssituasjoner og tiltaksområder under norske forhold.
Tiltaksmetode
Positive faktorer
Negative faktorer
1. HPSS
- Fjerne og behandle
100 % løsning i både tiltaks- og deponiområdet.
Egnet for alle typer forurensning, store volumer,
regulerbar transportavstand og rask prosess. Høy
gjenbruksverdi for sedimentene. Fri disponering.
100 % løsning i tiltaksområde, 85 % i sjø, 90 % i
strandsonen og 95 % løsning på land. Egnet for
alle typer forurensninger. Moderat med
sideeffekter, Fri til tilpasset sluttdeponering og
potensiell gjenbruksverdi.
100 % løsning for tiltaksområde og 95 % løsning
deponi på land. Godt egnet for moderate volumer
og alle typer med forurensning.
CDF er en 80 - 95 % løsning avhengig av
plassering over eller under vann. Egnet for alle
volumer. Noe gjenbruksverdi (landinnvinning).
Prosessanlegg krever ca. 200-300 m² til utstyr
og mellomlager av masser. Kortvarig støy- og
støvproblem. Kostnadsdrivende er kostnad for
sement og strøm til drift av prosessanlegget.
Utstyrs- og plasskrevende avhengig av valgt
sluttdeponering. Best egnet for mindre volumer.
Pumpeprosess omfattende, trenger av-vanning
og behandling av vann. Moderat til høyt
kostnadsdrivende.
Høye kostnader for etablering av deponi,
omfattende entreprise, mange sideeffekter, liten
gjenbruksverdi.
Må tilpasses forurensningstype (ikke med
STSO), ofte omfattende entreprise for
etablering, innfylling og stabilisering av
deponiet (øker ved STSO). Mange sideeffekter
og kostnadsdrivende. Krever lang overvåking
(reduseres ved STSO).
Store krav til overdekkingsmasser, dvs. type og
mengder, utleggingsmetode, overvåkingsprogram før, under og etter tiltak. Tiltaket må
vedlikeholdes over tid. Kostnadsdrivende
entreprise.
2. Geotekstil/bager
– Fjerne og isolere
3. Landdeponi
– Fjerne og isolere
4. Strandkantdeponi
– Fjerne og isolere
– (STSO-behandle)
5. Overdekking
- Isolere på stedet
- Tynne sjikt
Ved STSO en 95 % løsning, alle forurensninger
og med høyere gjenbruksverdi.
70 % løsning i sjø (da forurensningene ikke
fjernes i tiltaksområde) og 80 % løsning etter
tildekking (pga. av potensiell utlekking). Egnet
for forurensinger med sterk partikkelbinding av
forurensninger i sedimentet.
C:\Users\roko\Dropbox\Hav møter land\DEN GRØNNE MANUAL_17.01.13.docx
10
Mudringsmetodikk
Mudring er den eldste metoden vi kjenner, for å
håndtere problemsedimenter, da Egypterne allerede drev
kontrollert mudringsarbeider for omkring 7000 år siden.
Belgia hadde kanaler og sluser fra år 1180 og de første
mudringsarbeider er beskrevet i år 1292.
På tidlig 1300-tall beskriver Dante19 mudrede kanaler i
Italia, Belgia og Nederland. Fra 1500-tallet har man
funnet en illustrasjon på et fullverdig mudderapparat,
tegnet av Leonardo da Vinci (1452-1519). Om denne
innretningen noen gang ble konstruert, for å fjerne
akkumulerte sedimenter i kanaler og laguner, vet vi
ikke.
Mudderapparat tegnet av
Leonardo da Vinci (1452-1519).
Derimot er det kjent at store deler av Venezia er bygget av muddermaterialet som hentet opp fra sjøen omkring
byen. Det samme materialet benyttes i dag i arbeidet med å reparere og restaurere bygningene i byen.
Moderne mudring, slik vi kjenner metodikken, startet opp i Mellom-Europa rundt 1850. Mudring av sjøbunnen
var nødvendig for å holde farledene og kanaler åpne og gjøre dem seilbare. I 1875 ble det bygget et
festningsverk av muddermasser ved Brügge i Belgia.
For utdypende informasjon om mudring utover innholdet i manualen, henvises det til IADC, CEDA, USACE,
DI, DEME og PIANC.
19
Dante Alighieri, Italiensk poet skrev Davina Commedia (1308-1321)
C:\Users\roko\Dropbox\Hav møter land\DEN GRØNNE MANUAL_17.01.13.docx
10.1 Status på mudring
Det skilles i dag mellom 3 hovedtyper mudring, henholdsvis anleggs-, vedlikeholds- og miljømudring (tabell 2).
På verdensbasis kan mudring i elver, estuarier og sjøområder nærmest karakteriseres som en egen industri. Bare i
USA alene mudres det årlig mer enn 200 mill. m3 sedimenter, derav utgjør miljømudring ca. 10-12 mill. m³ årlig.
Merk! I det følgende er det fortrinnsvis forsøkt å oversatte betegnelser på metoder og utstyr. I noen tilfeller
finnes ikke dette og originale navn benyttes. Der det anses nødvendig, gis det avklaringer i fotnoter.
En av de store aktørene innen mudringsteknologi, US Army Corps of Engeneers (US ACE), produsert
eksempelvis i perioden fra 1972 til 1992 hele 140 rapporter som omhandlet mudringsteknologi. Dette illustrerer
at mudring ikke nødvendigvis bare er rett frem, men at det kreves stor grad av spesifikk teknologi og ikke minst
kunnskap hos aktørene som utfører mudringsoperasjonene.
Tabell 4. Definisjoner og beskrivelser av 3 internasjonale mudringskategorier (DNV 2008)
I Norge foregår i dag mer enn 80 % av mudringen som anleggsmudring og derav er kun en liten del av volumet
miljømudring som er hovedtemaet her. Mudring i forurenset sjøbunn krever normalt større nøyaktighet og er
også ofte mer kostbart enn de andre mudringstypene. Dette fordi massene normalt må disponeres i spesielle
godkjente mottak eller det må etableres permanente sluttløsninger.
Overmudring hvor det mudres dypere enn nødvendig, eller ikke klarer å skille sedimentene, fører også til
betydelig økning i kostnader for disponering. Våre erfaringer til nå i Norge, har vist at mudringsprosjektene i
høyrisiko- og havneområdene, ofte er beheftet med fremmedelementer på sjøbunnen. Forekomster av avfall og
ikke minst arkeologiske funn, kompliserer og fordyrer mudringsprosessene og krever som nevnt et høyt
kunnskapsnivå, både i utførelse og oppfølging.
C:\Users\roko\Dropbox\Hav møter land\DEN GRØNNE MANUAL_17.01.13.docx
Mudringsmetoder deles inn i to hovedtyper, hhv. mekanisk mudring og hydraulisk mudring. Mekanisk mudring
er som det fremgår av navnet, en mekanisk fjerning av sedimentene for eksempel ved at de graves bort.
Hydraulisk mudring foregår ved at sedimentene suges opp fra bunnen og utstyret fungerer nærmest som en
slamsuger.
En stor del av det mudringsutstyret som finnes på markedet i dag, er basert på en kombinasjon, så kalte
mekaniske-hydrauliske prinsipper.
Et typisk eksempel er når sedimentene har en hard konsistens og ikke kan fjernes kun ved suging, brukes ofte
mekanisk utstyr for å løsne sjøbunnen og siden suges materialet opp. Det er viktig å huske at de fleste metoder er
utviklet for å håndtere forholdvis grove og ofte rene sedimenter. Ved miljømudring må metodene ofte tilpasses
for å sikre en forsvarlig gjennomføring.
10.2 Mekanisk mudring
Mekanisk mudring foregår med en form for ombygget og tilpasset
graveredskap, hvor utstyret fysisk graver ut massene fra sjøbunnen
og hever dem gjennom vannmassene opp til overflaten. I hovedsak
er det utviklet 3 hovedtyper utstyr:


Mekanisk bakgraver
Mekanisk grabb
Secora bakgraver i Oslo havn (Foto DNV)
10.2.1 Mekaniske bakgravere
En bakgraver er i prinsipp en gravemaskin, som er plassert på
en lekter, som graver opp sedimentene og plasserer dem på
lekteren eller direkte i transportfartøyet. Til transporten
benyttes i hovedsak ulike typer lektere.
Foto viser den bakgraveren som ble benyttet i deler av
sedimentoppryddingen i Oslo havnebasseng, utført i perioden
2006-2007. Utstyret var montert på en selvgående
arbeidsplattform. Den typiske kapasiteten på en bakgraver i
Norge, er oppgitt til 50-150 m³/time (in situ volum)20, da
graveskuffene normalt har volum på 1-6 m³.
Secora bakgraver i Oslo havn Foto L. Nilsen)
Metoden er egnet for alle typer sjøbunn (leire, silt, sand, grus
og stein), men har begrensninger med hensyn til vanndypet.
Det utstyret vi har tilgjengelig i Norge i dag, er egnet for
mudring ned til 0-20 m.
Nøyaktigheten på bakgravere angis til ± 10 cm i vertikalledd og ±
10 cm i horisontalleddet. Ved bruk av bakgravere må det påregnes
Mudring i Oslo havn (Foto
Rambøll) AS
20
In situ (Lat.) = på stedet, her knyttet til det volumet som graves direkte ut fra sjøbunnen.
C:\Users\roko\Dropbox\Hav møter land\DEN GRØNNE MANUAL_17.01.13.docx
en del spredning i selve gravefasen og når massene løftes opp
gjennom vannsøylen sammenlignet med hydraulisk mudring.
Åpne graveskuffer er derfor ikke egnet til miljømudring og må ha
et lokk, slik at den kan løftes lukket gjennom vannsøylen. Det er
viktig at det ikke befinner seg større gjenstander og stein i grabben
slik at lokket holdes åpent før skuffen løftes fra bunnen.
Metoden øker vanninnholdet i mudringsmassene med kun ca. 1020 % utover in situ volumet. Behov for av-vanning er derfor
begrenset og for de fleste løsningene for sluttdisponering, er det
ikke behov for et ekstra av-vanningstrinn.
Stor 14 m³ graveskuff (www.rohde-nielsen.dk)
10.2.2 Mekaniske grabber
Det finnes mange forskjellige typer av grabber. For miljømudring
er det mest aktuelt å bruke en lukket grabb utformet som en
gripeskovl. For miljømudring bør grabbens gravegeometri være
slik at den etterlater en horisontalt plan flate 21. Typiske eksempler
er vist under, på illustrasjonene fra firmaet Boskalis i Nederland
(nede til høyre).
Eksempel på stor grabb fra Nederland (Foto Klif)
Selve grabben kan være festet i en fast arm eller henge i vaier. Fordelen med fast arm er at det gir bedre
nøyaktighet i mudringsoperasjonen. Mens med utstyrt på vaier, kan grabben brukes til mudringsoperasjoner uten
begrensning, på et betydelig større dyp. Dog reduseres nøyaktigheten med økende vanndyp. Metoden er egnet
for alle typer sjøbunn, men harde masser lar seg vanskelig mudre med grabb i vaier. På 2 foto øverst på neste
side, er det vist en lukket, såkalt miljøgrabb med vaier. Denne type grabbutstyr ble benyttet i mudringsarbeider i
Trondheim havn, Larvik havn og Oslo havn.
På de to fotoene nederste på neste side, er det vist en Nederlandsk
grabb med hydraulisk lukking på en fast arm. En typisk kapasitet
ved grabbmudring i Norge, er også her 50-150 m³/time (in situ
volum)4. Grabbene som i dag er tilgjengelig i Norge, har et volum
på i størrelsesordenen 2-6 m³.
En grabb som sitter på en fast arm kan mudre ned til ca. 20-25
m vanndyp. For en grabb med vaier er det mulig å mudre ned
til betydelige vanndyp, i prinsippet uten begrensning. I praksis
vil det neppe være aktuelt å mudre dypere enn 50 m i Norge,
mest på grunn av reduksjon i presisjonen.
Grabbing (Illustrasjon Boskalis, Nederland)
Ved grabbmudring kan en operere med en nøyaktighet på ± 10
cm i vertikalledd og tilsvarende ± 10 cm i horisontalledd for
grabb med fast arm. Nøyaktigheten reduseres til ± 15 cm i
21
Grab HLC = Horisontal Level Cut
C:\Users\roko\Dropbox\Hav møter land\DEN GRØNNE MANUAL_17.01.13.docx
vertikalledd og ± 15 cm i horisontalledd for grabb i vaier. Ved
begge utstyrsvarianter reduseres nøyaktigheten i presisjonen
med dybden.
Grabbmudring kan håndtere alle typer masser (stein, grus,
sand, silt og leire) på sjøbunnen. Dog er særlig harde
bunnsedimenter vanskelig å mudre med bruk av grabb som
henger i vaier.
Noe mer oppvirvling og spredning må påregnes i selve
gravefasen og når massene heves opp gjennom vannsøylen,
sammenlignet med bruk av ren hydraulisk sugemudring. Det
må derfor implementeres spredningshindrende tiltak under
operasjonen.
Ved miljømudring må det alltid brukes en lukket grabb, slik at
ikke muddermasser lekker ut når de løftes gjennom
vannsøylen. Det er da også her viktig, at det ikke sitter fast
gjenstander, som holder grabben åpen før den heves fra
bunnen.
Miljøgrabb benyttet i Trondheim (Foto
Skanska)
Grabbmetoden tilfører mudringsmassene omkring 10-20 %
vann utover in situ volum. Behovet for av-vanning er derfor
begrenset som ved bruk av en motsvarende bakgraver metode.
En såkalt Muslinggrabb22 er vist på skissen under. Denne typen
grabber egner seg egentlig i noe mindre grad til miljømudring,
enn andre varianter, pga. lekkasje (se under kapittel 10.7).
Det utviklet en rekke spesialtilpasning for særlig sensitiv
mudring. Noen av disse omtales nedenfor.
Video av "Postnik Yakovlev" bakgraver i aksjon.
Grabb med hydraulisk lukking (Foto Boskalis)
22
Kalles også en Clamshell Grab Dredger og tilsvarer den typen miljøgrabb, som hypping ble benyttet i
C:\Users\roko\Dropbox\Hav møter land\DEN GRØNNE MANUAL_17.01.13.docx
10.2.3 Andre mekaniske metoder
Som nevnt ovenfor, kan det ofte være nødvendig å fjerne
grovt materiale fra sjøbunnen, før selve miljømudringen
starter opp. I slike tilfeller kan det benyttes en såkalt
Appelsinbåt-grabb23 (vist øverst til høyre).
Grabbtypen egner seg ikke til miljømudring, da den er åpen
og fører til kraftig partikkelspredning. Derimot kan en slik
tilsvarende grabbtype benyttes til å mudre antatt rene
sedimenter, slik det ble gjort i blant annet i Bispevika i Oslo
havn, i forbindelse med etablering av E18-senketunnelen i
2005-2006.
Det kan ses av foto til høyre, at presisjonen i mudringen
ikke var helt tilfredsstillende (se for øvrig fullskala prosjekt
i Oslo havn).
I enkelte internasjonale mudringsprosjekter, har man blitt
nødt til å utvikle spesialutstyr for å sikre at
mudringsoperasjonen kan gjennomføres på en forsvarlig
måte. En slik tilpassing vil nødvendigvis fordyre et hvert
tiltaksprosjekt.
Mudring Oslo havn (Foto Rambøll)
Et klassisk eksempel på dette var planlagte
mudringsarbeider i havneområdet og elven i Boston, USA.
Grunnet stor vannføring og mye trafikk var man nødt til å
mudre sikkert, med minimal spredning av sterkt
forurensede sedimenter. Det ble i det prosjektet brukt ca. $
1 mill. til å konstruere en dobbelt vakuumgrabb.
Paternosterverk24 er en forholdsvis gammel, men effektiv
metode for å mudre elvesedimenter og sjøbunns-sedimenter
på. Figuren viser to varianter, hhv. landbasert og flytende
installasjoner. Sistnevnte kalles også en bucket dredger.
En lenke til en god oversikt over ulike fartøy og utstyr for
storskala mudring DEME Equipment. Selskapet er et
eksempel på en internasjonal aktør med en mudringsflåte
med mer enn 70 fartøyer. Flaggskipet er d'Artangnan (vist
på side 2 i denne manualen). Til høyre ses et tverrsnitt av
fartøyet med det kutterhode. Fartøyet har et mannskap på
43, mudrer i dybdeintervallet mellom 6-35 m og pumper
muddermassene via 1000 mm rørledninger.
To typer Paternosterverk
Skisse av d'Artangnan (Ill. DEME)
23
24
Kalles også Single rope Orange Peel Grab
Kalles også en Bucket Dredger
C:\Users\roko\Dropbox\Hav møter land\DEN GRØNNE MANUAL_17.01.13.docx
10.3 Hydraulisk mudringsmetoder
Hydrauliske mudringsmetoder er den teknologien hvor det har vært størst utvikling av løsninger internasjonalt.
Det finnes i hovedsak 2 kategorier metodikk og utstyr:
●
Rene sugemetoder
●
Kombinerte metoder
Begge metoder presenteres mer inngående nedenfor, og Merk! at det benyttes en blanding av engelske og
oversatte betegnelse på metoder og utstyr.
10.3.1 Ren sugemudring
Ren hydraulisk mudring25 foregår ved at sedimentene suges opp
direkte fra sjøbunnen via en eller flere pumper. Forenklet så
fungerer metoden på samme måte som en slamsuger25.
Ved slik sugemudring pumpes en blanding av vann og
muddermasser opp gjennom en rørledning direkte til landdeponi,
fartøy eller lekter. Valg av sted for mellomlagring er avhengig av
den videre behandling eller valg av sluttdisponering.
Massene trekkes inn i en sugeenhet eller sugehode, av en pumpe.
Normalt er sugeenheten utstyrt med et beskyttelsesgitter, for å
unngå at gjenstander blokkere pumpen. Ved denne metoden brukes
vann som transportmedium for sedimentene fra sjøbunnen opp til
mellomlagring eller sluttdeponering.
Thomas Industrial Network, USA
På grunn av de store vannmengdene som genereres og den
begrensede lagringsplassen på fartøy eller lekter, vil som oftest
pumping av mudringsmassene direkte til land være å foretrekke.
Tilførselen av store vannmengder fører videre til behov for avvanning, som et ekstra behandlings-trinn før sluttdisponeringen.
En ulempe ved denne mudringsmetoden er tilstopping av
beskyttelsesgitteret, slik at utstyret må løftes til overflaten for
rengjøring. Det fører ofte til ekstra spredningsfare og krever i slike
tilfeller spredningshindrende tiltak.
Pumpe for sugemudring (www.damen.nl)
Metoden er egnet for løse masser, men ikke klebrige sedimenter f. eks. oljeforurenset. Vanndybden er begrenset
til lengden på den faste styringsarmen. Hvis utstyret er festet til vaier kan det mudres på noe større vanndyp, men
dette krever ekstra stor pumpekapasitet for å heve mudringsmassene.
Kapasitet på ren sugemudring kan angis til 50-200 m³/t for in situ volum. Aktuelt vanndyp er ca. 15-20 m på fast
arm. Presisjonen i mudringen oppgis til ±10 cm både i vertikalledd og horisontalledd for fast arm.
25
PSD = Plain Suction Dredger og sandsugere = dustpan
C:\Users\roko\Dropbox\Hav møter land\DEN GRØNNE MANUAL_17.01.13.docx
Sedimenter som kan mudres er løse til lett konsoliderte masser,
som grus (avhengig av kornstørrelse), sand, silt, leire, men ikke
klebrig leire. Sugemudringene er som sagt noe sårbar for avfall
på sjøbunnen.
Oppvirvling og påfølgende spredning er minimal når massene
suges opp fra bunnen. Noe sediment kan unnslippe mellom
bunn og sugemunnstykke, men spredningen er uansett mindre
enn ved mekanisk mudring med bakgravere og grabbløsninger.
Den store fordelen med henblikk på spredning med denne
sugemetoden, er at massene tas til overflaten i et lukket rør.
Metoden er dog utsatt for spredning, når ting setter seg fast i
sugehodet og dette må som sagt heves gjennom vannmassen
opp til fartøyet.
Pneumatisk sugemudring
Metoden tilfører ca. 10-20 ganger mer vann i prosessen enn in
situ mudret volum. Typisk kan denne typen mudringsmasser
inneholde 90-95 % vann. I de fleste tilfeller er det behov for
av-vanning, før en kan foreta videre disponering.
En annen velkjent sugemetode i Norge, er såkalt Pneumasugemudring, en metode som i sin tid ble utviklet i Italia og
modifisert av japanerne (oozer). Det er en rekke miljø- og
tiltaksrelaterte fordeler med denne mudringsmetoden.
Primært forekommer det minimal oppvirvling langs sjøbunnen
og selve sugeprosessen gjennom et hydrostatisk pumpesystem,
produserer svært lite vann. Behovet for av-vanning er dermed
minimal og egner seg godt i kombinasjon med landdeponering
av sedimenter. En annen viktig faktor er at pneumasugemudring kan utføres på store vanndyp med svært høy
presisjon. Utprøving av denne mudringsteknologien ble
inkludert i SFT (Klifs) pilotprosjekt i Sandefjord havn i 2002.
Pneuma pumpehoder (Foto Pneuma®)
Skisser av Pneumaprinsippet (US ACE/US EPA)
10.3.2 Slepesugere
Slepesugere også kalt Trailing Suction Hopper Dredger
(TSHD), er en selvgående mudringsenhet, et fartøy med intern
lastekapasitet. Mudringsfartøyene kan ha varierende størrelse
og en typisk slepesuger er vist på fotet til høyre.
Mudringen skjer vi en sugeenhet, som dras langs sjøbunnen og
massene suges opp og pumpes gjennom mudringsarmen til
lasterom om bord. Massene mellomlagres for transport til
deponilokaliteten.
Slepesuger foto NN
C:\Users\roko\Dropbox\Hav møter land\DEN GRØNNE MANUAL_17.01.13.docx
10.4 Kombinerte teknologier
Mekanisk-hydraulisk mudring er en kombinasjon hvor massene løses opp mekanisk og siden suges (pumpes)
opp hydraulisk fra sjøbunnen til land eller til fartøy/lekter. De kombinerte metodene for mudring av forurenset
sjøbunn som vurderes å kunne være aktuelle for norske forhold er:
●
Horisontal auger
●
Kuttersuger
●
Disk-kutter
10.4.1 Horisontal auger
En horisontal auger fjerner sedimentene med en horisontal
(roterende) skrue som er laget slik at massene blir skjøvet mot
midtpunktet av skruen. Ved midtpunktet finnes det en pumpe
som suger opp massene og de transporteres via et rør til lekter
eller direkte til land. Armen som augeren er montert på kan
dreies slik at en får dekket et mest mulig stort område før
fartøyet må flyttes.
På mudringsfartøyer med horisontal auger er det ikke
lagringskapasitet for muddermasser på selve fartøyet. For å
minimere spredning finnes det også horisontale augere med et
visir (lokk) som kan felles ned over skruen under selve
mudringen. Metoden er egnet for sjøbunn som er relativt jevn
og myk og ikke inneholder store fragmenter. Vanndybden er
begrenset til lengden på den faste armen.
Horisontal auger suger (Foto Secora As)
Lite brukt i Norge, men brukt i flere prosjekter i Sverige bl.a.
ved miljømudring i Örserumsviken (video). Kapasiteten var
25-50 m3/t (in situ volum) når fiber og gytje ble mudret her.
Effektivt vanndyp ned til ca. 15 m. Det må være minimum ca.
0,5 m vanndyp for at utstyret skal kunne brukes. Nøyaktighet
±10 cm i vertikalledd og ±15 cm i horisontalledd.
Ikke egnet for ujevn bunn og områder med mye grove
fraksjoner som stein og avfall. Derimot godt egnet for
homogene masser (sand, silt, leire). Miljømudring bør foregå
med visir (lokk) over skruen. Noe spredning må uansett
påregnes når massene fjernes mekanisk fra bunnen med skruen
men i den påfølgende delen når massene pumpes opp i et
lukket rør til overflaten vil det ikke være noen spredning.
Horisontal auger suger (www.dredge.com)
Spredningen fra en slik kombinert mekaniskhydraulisk metode vil derfor normalt være større en fra en ren
hydraulisk metode, men mindre enn fra enn ren mekanisk grave metode. Metoden er utsatt for spredning når ting
setter seg fast i skruen og den må løftes gjennom vannmassen opp til overflaten. Metoden tilfører mye ekstra
vann utover in situ volum, ca. til 3-5 ganger. Typisk kan slike mudringsmasser inneholde 70-90 % vann. I de
fleste tilfeller er det behov for av-vanning før det kan foretas videre disponering.
C:\Users\roko\Dropbox\Hav møter land\DEN GRØNNE MANUAL_17.01.13.docx
10.4.2 Kuttersuger
En kuttersuger26 består av et roterende kutterhode montert på
en sugestige (arm) festet til selve mudringsfartøyet. Selve
kutterhode kan ha varierende utforming. Kutterhodet løser opp
massene på bunnen ved at hodet roteres og armen som hodet er
montert føres horisontalt i en halvsirkelbevegelse langs
bunnen. Kutterhodet sitter ved enden av en rørledning tilkoblet
en pumpe, som suger opp massene og transporterer dem via rør
til fartøy, lekter eller direkte til en fasilitet på land.
Kuttersuger. Foto NN
Ujevne bunnforhold er ikke så kritisk for denne metoden som
auger, men er likevel følsom for sjøbunn som inneholder store
steiner og andre type grovfraksjoner. Vanndybden for mudring
er begrenset til lengden på den faste armen.
Denne type mudringsutstyr er ikke brukt til miljø-mudring i
Norge. Kapasitet på metoden er stor og ca. 50-400 m /t in situ
volum og vanndypet begrenset nedad til ca. 15-20 m. Det må
være minimum ca. 1 m vanndyp for at utstyret skal kunne
brukes. Presisjonen på mudringsoperasjonen er ±15 cm i
vertikalleddet og ±15 cm i horisontalleddet.
3
Som nevnt er metoden lite egnet for sjøbunn med mye stein og
avfall, men masser som lett mudres er lagrede lett konsoliderte
masser og i løsmasser (grus, sand, silt og leire). Kutterhodet
brukes til å løse opp massene og miljømudring bør hvis mulig
foregå med et fast lokk over kutterhodet. Noe spredning av
sedimenter må uansett påregnes når massene fjernes mekanisk
fra bunnen med kutterhodet, men i den påfølgende delen når
massene pumpes opp i et lukket rør til overflaten, blir det ingen
spredning.
Kuttersuger www.kogsubic.com
Den totale spredningen fra en slik kombinert mekaniskhydraulisk metode, vil derfor normalt være større enn fra en
ren hydraulisk metode, men mindre enn fra en ren mekanisk
grave- eller grabbmetode.
Metoden er utsatt for spredning også når ting setter seg fast i
kutterhodet og den må løftes gjennom vannsøylen opp til
overflaten. Det bør derfor være et spredningshinder omkring
mudringslokaliteten. Metoden tilfører også massene svært mye
ekstra vann utover in situ volum. Typisk opp til 10-20 ganger
in situ mudringsvolumet, slik at massene inneholder 90-95 %
vann (jf. sugemudring). I de fleste tilfeller er det behov for avvanning før en kan foreta videre disponering.
D'Artangnan. Illustrasjon DEME
Cutterhode. Foto: Seaeqipment
26
CSD = Cutter Suction Dredger
C:\Users\roko\Dropbox\Hav møter land\DEN GRØNNE MANUAL_17.01.13.docx
10.4.3 Disk-kuttere
En disk kutter består av et roterende horisontalt skovlhjul med
blader montert på en sugestige (arm) festet til selve
mudringsfartøyet. Det roterende skovlhjulet løser opp massene
på bunnen ved at hjulet roteres og armen som hjulet er montert
på føres horisontalt i en halvsirkelbevegelse langs bunnen. I
sentrum av skovlhjulet sitter et rør tilkoblet en pumpe som
suger opp massene og disse transporteres via et rør til lekter
eller direkte til land. Metoden er egnet for sjøbunn som er
relativt jevn og myk og ikke inneholder store steiner og søppel.
Vann-dybden er begrenset til lengden på den faste armen.
Disk-kuttere er hverken tilgjengelige eller benyttet i Norge.
Kapasitet antatt å være i samme størrelsesorden som for
horisontal auger dvs. ca. 25-50 m3/t in situ volum. Vanndyp for
mudring er begrenset til ca. 15 m. Det må være minimum ca. 12 m vanndyp for at utstyret skal kunne benyttes. Nøyaktigheten
er ± 10 cm i vertikalledd og ±15 cm i horisontalledd.
Metoden er ikke egnet for ujevn bunn og områder med grove
avfallsfraksjoner og stein, men egnet til mudring i homogene
masser (sand, silt, leire). Det forekommer noe spredning når
massene kuttes mekanisk på bunnen med det roterende
skovlhjulet, men i den påfølgende delen når massene pumpes
opp i et lukket rørsystem til overflaten, vil det ikke forekomme
noen spredning.
Spredningen fra en slik kombinert mekanisk-hydraulisk
metode, vil derfor normalt være større enn fra en ren
hydraulisk metode, men mindre enn fra enn ren mekanisk
mudringsmetode. Metoden er også utsatt for spredning når ting
setter seg fast i skovlhjulet og det må løftes gjennom
vannmassen opp til overflaten. Metoden produserer mye ekstra
vann, antatt ca. 3-5 ganger in situ volum, massene kan antas
inneholde ca. 70-90 % vann. I de fleste tilfeller behov for avvanning før en kan foreta videre disponering.
Disk-kutter (Foto Boskalis, G. Hoogewerff)
Eksempel på sjøbunnsdata innsamlet med NGUs
fartøy FF Seisma i indre Oslofjord.
Bildet til venstre viser dybdeforholdene i Bjørvika.
Gul farge indikerer grunne områder, blå farge viser
vanndyp over 20 meter.
Bildet til høyre viser egenskapene i sedimentene på
havbunnen. Blå farge viser bløte bunnsedimenter
(slam), mens gule områder indikerer hardere
sedimenter (grus). Bildet viser at båtpropeller har
"blåst bort" de fineste sedimentene på bunnen.
10.4.4 Jet og Air Lift mudring
System for å suge opp og spre svært vannholdige sedimenter til
nærliggende grunne områder, våtmark og landarealer. Jet spray
metoder ikke benyttet i Norge, men hyppig benyttet i
vedlikehold av vassdrag internasjonalt.
Dypvannsmetoder for mudring med bruk av ROV og senket
sugeutstyr, anses lite relevant og er ikke omtalt videre her. Noe
informasjon kan finnes i rapport DNV 2008.
Jet Lift og Air Lift
C:\Users\roko\Dropbox\Hav møter land\DEN GRØNNE MANUAL_17.01.13.docx
10.5 Spredningshindring
Et sentralt punkt i alle mudringsoperasjoner, spesielt ved mekaniske mudringsmetoder, er å hindre spredning av
partikler. Mudring i rene sedimenter fører primært til spredning og nedslamming i tilstøtende områder.
Mudring i forurensede masser, vil i tillegg kunne føre til mobilisering og eksponering av miljøgifter. I Norge
stilles det derfor i de aller fleste tilfeller, krav til å implementere spredningshindrende tiltak, primært i
mudringsoperasjoner, men kan også kreves ved deponering i sjø. Nedenfor omtales 4 alternative teknologier:
●
Spuntvegger
●
Siltgardiner
●
Lenser
●
Bobblevegger
10.5.1 Spuntvegger
I enkelte større tiltaksprosjekter internasjonalt, har det blitt valgt å ramme ned enkle eller doble spuntvegger av
stål, rundt mudringsstedet. Det kan være ulike årsaker til at denne metoden velges, men i særlig strømrike
områder, kan dette være den beste løsningen. I mindre områder, kan man ved etablering av spuntvegg mudre
tørt, etter pumping av rent vann.
En annen fordel med mudring innenfor en spuntvegg er at
man til en hver tid har et fast vannvolum. Dette volumet
kan kun holdet en bestemt mengde partikler i suspensjon,
før overskuddspartikler re-sedimenterer.
Slike spuntvegger kan også benyttes i ulike kombinerte
mudring, deponering og konstruksjonssammenhenger. For
eksempel kan forurenset masse deponeres innen for en
spuntvegg og avskjermes fra resten av området, omtrent
som en kofferdam. Selve spuntveggen kan vurderes å være
en del av fremtidige kaikonstruksjoner, o.l. Vi har få gode
eksempler på bruk av spuntvegger i
slike
tiltakssammenhenger i Norge, men metoden bør absolutte
vurderes som et alternativ for kommende prosjekter.
Spuntvegg i St. Lawrence River (Foto Faust Corp.)
10.5.2 Siltgardiner
Det vanligste spredningshindrende tiltaket i Norge, har vært
bruk av siltgardiner. Siltgardiner er geotekstiler i varierende
utforming, men med maskestørrelse som holder de fineste
partikler tilbake. Bruk av siltgardinene er formålstjenlig ved
langvarig mekanisk mudringsoperasjoner. Ved begrensede
eller korte mudringsoperasjoner, kan neppe kostnadene ved
bruk av dette forsvares. Et alternativ kan da være skjørtelenser i
kombinasjon med naturgitte forhold f. eks. strøm og tidevann.
Siltgardin brukt ved Aker Stord (Foto R.M. Konieczny)
C:\Users\roko\Dropbox\Hav møter land\DEN GRØNNE MANUAL_17.01.13.docx
Siltgardinene bør helst omslutte eller avskjære mudringsstedet
og fortrinnsvis etableres fra overflaten, ned gjennom
vannsøylen og ned mot bunnen. Ved hydraulisk mudring kan
siltgardinen etableres slik at den stiger opp fra bunnen. I de
tilfeller operasjonen krever transport ut og inn i
mudringsområdet, må det etableres en overlappende sluse.
I praksis byr både håndtering og bruk av siltgardinene på en
rekke utfordringer. Det er særlig viktig at de plasseres ut riktig,
med tilstrekkelige flytelegemer og god forankring, slik at de
virker etter hensikten. Den gjennomsnittlige toleransen for
siltgardiner er strømhastigheter på 0,4-0,6 m/s.
Prinsipp for oppankring av siltgardiner
10.5.3 Boblevegger
Som et kostnadseffektivt alternativ til bruk av siltgardiner som
spredningshindrende tiltak, har boblevegger blitt utviklet
internasjonalt.
Metoden er basert på at det etableres en boblegardin hvor luft
danner en oppadgående luftstrøm som skal forhindre spredning
av masser under mudrings-operasjonen. Boblegardinen dannes
ved at det kjøres trykkluft gjennom to perforerte rør som legges
parallelt nær sjøbunnen.
Spesielt vil boblevegger være en god løsning i havner hvor
opprettholdelse av den lokale sjøtrafikk i mange tilfeller er en
forutsetning.
Pilotprosjektet i Trondheim havn, omfattet blant annet en
demonstrasjon av metoden, hvor det ble konkludert med at
boblevegger bør kunne videreutvikles til et fungerende tiltak
for å minske spredningen ved mudringsarbeider i Norge. For
detaljer lesning:
Boblegardin mot spredning av muddermasser
10.5.4 Skjørtelenser
En effektiv måte å hindre overflatespredning av partikler i
tiltaksområdet, er å legge ut skjørtelenser. Lensene kan være
effektive på grunt vann, men vil derimot ikke hindre spredning
langs bunnen, der hvor det mudres.
Lenser kan f. eks. også benyttes rundt mudringslektere for å
begrense tap av masse under lasting se kapittel 10.7.
Bruk av skjørtelenser i Oslo havn (Foto Rambøll)
C:\Users\roko\Dropbox\Hav møter land\DEN GRØNNE MANUAL_17.01.13.docx
10.6 Transport av sedimenter
Mudrede masser kan transporteres på flere måter fra mudringsstedet til mellomlagring og sluttdeponering. Med
mindre de graves eller grabbes direkte. Valg av transportløsning styres av type sediment, volumer, avstand og
deponeringsløsning. Det vanligste er:
●
Lektere (slep, selvgående, splittlekter, osv.)
●
Mudringsfartøy (Hopper)
●
Rørledninger og slanger.
10.7 Massetap ved opprydding
Ved miljømudringen er det særlig viktig at det fokuseres på
å unngå partikkelspredning og massetap. Fotoserien
nedenfor illustrer at både mudringen med miljøgrabb,
massehåndteringen med bulldoser og transport med lekter
kan føre til temporært massetap og ufrivillig spredning av
miljøgifter.
Slepelekter (Foto www.sjotjenester.no)
Dette understreker viktigheten av å etablere et
massebudsjett for alle ledd tiltaksprosessen. Myndighetene
har utarbeidet en veileder til dette formålet
Miljøgiftbudsjett TA-2804/2011.
Det hevdes at tap av sedimenter kan være så høyt som 20 %
bare under transportfasen fra mudringssted til slutt
deponering. For eksempel på reelle måledata fra
tiltaksarbeidet, se Rambøll 2008.
Selvgående splittlekter (Foto Viktor Jæger)
Miljømudring i Oslo havn 2006-2008 (Foto: Rambøll)
C:\Users\roko\Dropbox\Hav møter land\DEN GRØNNE MANUAL_17.01.13.docx
Feil bruk av siltgardiner og lenser, fører også til en uønsket partikkelspredning i vannmassene og massetap.
Fotoene nedenfor viser en mudringsoperasjon ved Akerselvas utløp, med spredning av partikler ut til Hovedøya
(Oslo havneområde).
Foto: Viktor Jæger
Bjørvika-Bispavika, Oslo havn (Foto Viktor Jæger)
Akerselvas utløp, Oslo havn (Foto Viktor Jæger)
Bruk av siltgardiner og lenser i Oslo havn (Foto Rambøll)
C:\Users\roko\Dropbox\Hav møter land\DEN GRØNNE MANUAL_17.01.13.docx
10.8 Deponering av sedimenter
Deponering av rene eller forurensede sedimenter, er
aktuelle i forbindelse med overdekkingsoperasjoner
eller annen form for isolasjonsmetodikk.
Selve plasseringen kan foregå på flere måter og alt etter
hva slags tiltak som implementeres. De vanligste
måtene er:
Deponeringsprinsipper; rørledning, hopper og lekter (US ACE)
Dumping i de frie vannmasser
●
via rørledning,
●
fra hopperfartøy
●
fra splittlekter
Deponering inn i faste konstruksjoner
●
sjøbunnen
●
i strandsonen
●
landdeponi
Nedføring med senket diffusor system (US ACE)
10.8.1 Deponier i sjøområder
Deponering av mudrede sedimenter i de frie vannmasser
(OWD)27 er en av de mest benyttede deponeringsmetoder internasjonalt. Dog dreier dette seg om
uforurensede masser, etter vedlikeholdsmudring.
●
Den mest benyttede deponeringsmetode
●
Mindre egnet ved forurenset masse
●
Kan benyttes til å dekke over store arealer (ISC)
●
Eller til konstruksjon av CAD-celler for senere
deponeringer
Ved deponering i de frie vannmasser må det tas hensyn
til skjebne til dumpemassenes og sedimentene på
sjøbunnens, både på kort og lang28 sikt, samt den
dynamiske kollapsen.
Deponering av forurenset masse må i stor grad foregå
på en annen måte. På illustrasjonene til høyre er det vist
2 eksempler på nedføringsløsninger, hhv. en diffusor og
en omvendt tremierør montert på ulike transportfartøy.
27
OWD = Open Water Disposal or Displacement
28
Short term = STFATE og long term = LTFATE
Nedføring med omvendt tremie (US ACE)
Deponeringslekter for sand Kristiansandsfjorden
(Foto Hallgeir Skretting)
C:\Users\roko\Dropbox\Hav møter land\DEN GRØNNE MANUAL_17.01.13.docx
11
Sedimentprøvetaking
Sedimentprøvetaking i marine områder i Norge, kan ideelt sett reguleres gjennom standarden NS-EN ISO 566719:2004 der det stilles krav til dette. Standarden erstatter den gamle NS 9422:1998 og har fått tittelen;
"Vannundersøkelse - Prøvetaking - Del 19: Veiledning i sedimentprøvetaking i marine områder". Standarden
fastsetter retningslinjer for prøvetaking av marine sedimenter som skal analyseres for fysiske og kjemiske
egenskaper. Standarden omfatter:
•
•
•
•
•
strategi for prøvetaking
krav til prøvetakingsutstyr
observasjoner og opplysninger fra prøvetakingen
håndtering av sedimentprøver
emballering og lagring av sedimentprøver
For analyser og behandling av data, henvises det i standarden til en del eksisterende publikasjoner og
dokumenter. I praksis har rutinene rundt sedimentprøvetaking i stor grad utviklet seg individuelt hos de ulike
hovedaktørene (konsulenter og rådgivere) over lang tid. Man kan hevde at prøve- og analyseprogrammer for
sedimentundersøkelser, har blitt fastsatt ut fra ulike målsettinger, resipientforhold, sedimenttyper og ikke minst
tilgjengelighet av utstyr. Noen utvalgte eksempler på variasjonen i prøvetakingsrutiner og hvordan disse
beskrives i Norge, kan være:
•
•
•
•
Multiconsults sedimentundersøkelse fra Olderhavna båthavn i Finnsnes. I rapportens kapittel 3.1
Feltundersøkelser står det; "Prøvetaking og analyse er utført i henhold til prosedyrer gitt i veiledere fra Klif
(TA-2229/2007 og TA-2230/2007), norsk standard for sedimentprøvetaking i marine områder (se over),
samt Multiconsult sine interne retningslinjer".
I Rambølls undersøkelse i Hammerfest havn, står det i rapportens kapittel 2.1; "Prøvetaking av sedimenter
og grunnvann ble utført 28. april og 3. juni 2009. Prøvetakingen av sedimenter følger SFTs veileder for
risikovurdering av forurenset sediment (TA-2230/2007)".
NGI rapport for Drammen havn – Feltundersøkelser Holmen, står det i kapittel 2.1; "Feltarbeidet ble utført
14. desember 2010, og omfattet prøvetaking av sedimenter med Van Veen-grabb i 7 punkter".
NIVAs rapport for Oppfølgende sedimentundersøkelser i Arendal havneområde, beskriver i kapittel 2.1
Sedimentanalyser; "Innsamling av sedimentprøver for analyse av vertikalfordeling av miljøgifter og
aldersdatering er gjennomført i to omganger. Den 16.12.2011 ble det tatt fire kjerneprøver sentralt i
havneområdet ved bruk av Gemini-corer (Figur 2)".
C:\Users\roko\Dropbox\Hav møter land\DEN GRØNNE MANUAL_17.01.13.docx
•
•
COWIs sedimentundersøkelser i Flekkefjord, beskriver feltarbeidet i rapportens kapittel 6.4;
"Prøveinnsamlingen ble gjennomført 11., 12., 13. og 25. mai 2011. Overflateprøvene av sediment ble tatt
fra båt ved bruk av Van Veen grabb….. Kjerneprøvene ble tatt av dykkere".
Norconsults sedimentundersøkelser ved Buøy, beskriver i rapportens kapittel 3.1.1; "Prøvetakingen ble
utført den 13. og 14. oktober 2011 fra båt, ….. Prøvene fra utfyllingsområdet ble tatt med en liten Van
Veen-grabb".
I det følgende beskrives prøvetakingsutstyr og metoder for innsamling av sedimenter som har blitt eller benyttes
i Norge. Som nevnt foretas valg av utstyr ut fra sedimenttype og målsetting for undersøkelsen som oftest i
henhold til veiledere og retningslinjer.
Feltarbeidet for innsamlingen blir nøyaktig loggført med alle data som kan ha betydning for resultatet av
undersøkelsen. Prøvestasjonene blir stedfestet entydig og på en slik måte at prøvetakingsstasjonene skal kunne
gjenfinnes. Stadfestingen skjer ved hjelp av geografiske koordinater med henvisning til referansesystem for
gradnett. Hvilket gradnett som benyttes er prosjektavhengig, normalt foretrekkes UTM – Euref 89.
I de fleste tilfeller benyttes GPS med korreksjon for posisjonsbestemmelser. Dette gir normalt en nøyaktighet
innenfor ± 2,5 m. I områder med manglende satellittdekning kan dette erstattes ved at posisjonen bestemmes ved
krysspeiling med rader eller lignende. Uansett oppnås posisjonsnøyaktigheter minst lik forutsetningene gitt i
standarden NS EN ISO 5667-19.
Vanndybden ved prøvestasjonene bestemmes ved hjelp av ekkolodd, måling ved loddsnor, avmerking på
prøvetakerline eller lignende, avhengig av hva som er mest hensiktsmessig og nøyaktig under feltarbeidet.
Vanndybden korrigeres for tidevann basert på Sjøkartverkets tidevannstabell og vannstandsvarsel fra Det norske
meteorologiske institutt og Sjøkartverket og angis minimum til nærmeste meter.
11.1 Manuell innsamling
Prøvetaking av sedimenter utføres primært fra et fartøy, men i noen tilfeller er vanndypet ikke tilstrekkelig eller
selve sedimentene lite tilgjengelige. Dette kan være aktuelt når tiltaksområdet også omfatter sedimenter under
kaiområder eller i nærheten av undervannsinstallasjoner. I slike tilfeller blir ofte dykker benyttet for opphenting
av prøver. Dykkeren kan benytte en håndholdt kjerneprøvetaker eller overføre sedimentmaterialet direkte i
prøveemballasjen.
I noen spesifikke tilfeller for sedimentprøvetaking er vanndypet for stort til at tradisjonelle prøvetakere egner seg
f. eks. på grunn av manglende vekt og avdrift. I slike tilfeller har f. eks. ROV blitt benyttet til prøvetakingen.
Dette omtales ikke videre her da det har utelukkende relevans for sedimentprøvetaking utover undersøkelser
knyttet til tiltaksarbeider.
11.2 Grabb-prøvetakere
Prøveinnsamling av sedimenter kan utføres med varianter av 3 ulike grabbetyper, avhengig av bunnforhold og
tilgjengelighet på prøvetakingsstedet:
•
•
•
Van Veen grabb
Day grabb
Box corer grabb
C:\Users\roko\Dropbox\Hav møter land\DEN GRØNNE MANUAL_17.01.13.docx
11.2.1 Van Veen grabber
Denne grabbtypen eksisterer i to varianter; hhv. grabb med lange
eller korte armer. Opprinnelig utviklet for biologisk prøvetaking
(bløtbunnsfauna), men egner seg også ypperlig til vanlig
sedimentprøvetaking.
Grabben er laget av rustfritt stål med åpent areal
(prøvetakingsareal) på ca. 1000 cm2 (33x 33 cm). Det er to
”inspeksjonsluker” på overflaten hvor prøvene blir hentet ut.
Van Veen grabb med kort arm (Foto Analytika)
Fra grabbprøven blir det tatt ut delprøver etter behov, f. eks. med
rør av pleksiglass (ø50 mm) eller med stålspade. Arealet av
prøvesylinderen tilsvarer 2 % av grabbprøvens areal.
Grabbene er enkel og rask i bruk, gir et godt bilde av selve
sedimentoverflaten, men sedimentdypet er stort sett begrenset til 525 cm avhengig av bunnens beskaffenhet. Van Veen grabben tar
sjelden uforstyrrede prøver i svært bløte sedimenter.
Normalt lages det representative blandprøver fra de ulike
prøvestasjonene, ved at det tas ut materiale fra flere grabber.
Denne kortarmede varianten er hyppig i bruk i tradisjonelle
sedimentundersøkelser i Norge.
Kortarmede varianter av denne Van Veen er Peterson grabben og
Ponar grabben.
Van Veen grabb med lang arm (Foto Wikipedia)
Den langarmede varianten er vanlig benyttet i offshore overvåking,
på grunn av store vanndyp og muligheten for å bruke ekstra vekter
på grabben.
11.2.2 "Day" grabber
”Day” eller Smith-McIntyre grabben virker etter tilnærmet samme
prinsipp som Van Veen grabben, er laget av galvanisert stål og er
montert på rammestativ for mer stabil prøvetaking.
Prøvetakeren settes på bunnen og klappskjærene løses deretter ut.
Den prøvetar sedimentene i de øvre 15-20 cm av 1000 cm2
sjøbunn.
En tilsvarende grabbtype uten stabiliserende ramme, men med
utløsermekanisme, er Shipek grabben.
Day eller Smith-McIntyre grabb (Foto KC/DK)
C:\Users\roko\Dropbox\Hav møter land\DEN GRØNNE MANUAL_17.01.13.docx
11.3 Box corer-grabb
"Box corer" grabber, forekommer i mange varianter og størrelser i
Norge. I prinsippet er prøvetakeren en kjerneprøvetaker som virker
tilnærmet som en grabb. Den vanligste prøvetakeren i bruk, gjerne
på grunt vann, er den lille Ekman-grabben.
Prøvetakeren veier bare omkring 30 kg, prøvetar et areal på ca.
400 cm2 eller 12 liter sediment. Prøvetakere kutter ut en boks,
inntil 30 cm ned i sjøbunnen og lukkes med to klappskjær på
samme måte som andre grabber.
Prøvetakeren er hendig og behøver ikke opereres ved hjelp av
vinsj fra fartøyet, slik som de større grabbene nevnt over.
Det har også vær tradisjon på, å prøveta større og tilnærmet
uforstyrrede volumer av sjøbunnen. Til det er det benyttet en stor
"box corer".
Birge-Ekman grabb (Foto KC/DK)
11.4 Kjerneprøvetakere
Denne typen sedimentprøvetakere kan deles i 3 kategorier med
flere varianter. Den vanligste typen benyttet i miljørettede
sedimentundersøkelser er gravitasjons- eller fallprøvetakere
(piston corer).
Den andre typen kjerneprøvetakere kalles stempel-prøvetakere og
virker etter et noe annet prinsipp. Den siste kategorien er
vibrasjonsprøvetakere som i hovedsak benyttes i geotekniske
studier og omtaler ikke videre her.
Variasjonen i disse kjerneprøvetakere ligger først og fremt i
lengden på selve prøvetakeren og dermed hvor lange vertikale
kjerneprøver som kan tas i sjøbunnen.
11.4.1 Gravitasjonsprøvetakere
For innsamling av lengre kjerneprøver i bløte sedimenter med høyt
finstoffinnholden, benyttes gjerne en tyngre fallprøvetaker.
Prøvetakerene tar uforstyrrede kjerneprøver med varierende
diameter, gjerne mellom 70-140 mm.
Stor "box corer" (Foto Wikipedia)
Normalt ligger lengden på kjernene i intervallet 2-6 m, men opptil
10-12 m er også mulig. Prøvene skjæres inn i egne fôringsrør
Prøvetakeren kan tilpasses med lodd til ønsket vekt, opptil 400500 kg og utløses av pilotlodd i forhåndsbestemt høyde over
bunnen. Utstyret er meget godt egnet til rask prøvetaking i
områder hvor det ønskes innsamlet prøver gjennom større dybder i
C:\Users\roko\Dropbox\Hav møter land\DEN GRØNNE MANUAL_17.01.13.docx
sedimentsøylen, og slik det er forutsatt f.eks. i retningslinjene for
mudringssøknader.
I kartlegging og overvåkingssammenheng i Norge har det vært
tradisjon å benytte noe kortere kjerneprøvetakere, som f. eks. en
"Nimestö gravity corer". Prøvetakere er av stål, er 120 cm lang
med fôringsrør av pleksiglass og veier ca. 70 uten vekter. Andre
lettvektvarianter er f.eks. Kajak Brinkhurst og Phleger
kjerneprøvetakere.
Denne typen prøvetakere og stempelprøvetakere tar gjerne kjerner
på 50-70 cm lengde, noe som ofte er tilstrekkelig og dekker behov
i de fleste miljørettede prosjekter.
I Norge tilstrebes det også å samle inn 3-4 replika med
prøvesylindre fra hver stasjon. Derfor gikk man på midten av
1990-tallet til anskaffelse av en nasjonal multicorer.
Gravity corer" (Foto Mooring Systems)
11.4.2 Stempelprøvetaker
Denne metoden kan alternativt benyttes når det er ønskelig med
prøver fra dypere sjikt enn 25-30 cm, og er egnet for prøvetaking i
både fine og grove sedimenter. Prøvesylinderen er av akrylplast
eller rustfritt stål, normalt med diameter ca. 50-60 mm og ca. 1 m
lang.
Prøvetakingen blir utført ved at stempelet settes ca. 10 cm fra
bunnen av plastsylinderen. Parallelt med at prøvetakeren presses
nedover i sedimentene presses stempelet oppover i
prøvesylinderen. Dermed blir det sjøvann mellom stempelet
overflatesedimentene som forblir uforstyrret.
En hjelpevaier henges på stempelet for å løfte stempelet idet
bunnen nås for at ikke prøven skal komprimeres av trykket. Når
prøven kommer opp blir sylinderen forseglet med gummilokk i
bunn og topp.
Multicorer. (foto V. Diekamp/MARUM)
"Piston corer" (Foto Multiconsult)
C:\Users\roko\Dropbox\Hav møter land\DEN GRØNNE MANUAL_17.01.13.docx
12
Analyser i tiltaksarbeider
Analysearbeidet i tiltaksutredelser styres i utgangspunktet av tiltaksområdets historikk, dvs. historiske utslipp og
aktiviteter, samt den påviste forurensningstilstand. Derfor vil det i de fleste tilfeller kun være behov for å
analysere på et utvalg problemstoffer.
Dette utvalget parametere vil naturlig nok, variere fra lokalitet til lokalitet og primært være sterkt knyttet til
tiltakets målsettinger og problemformuleringen.
Analyser i kartlegging, overvåking, testing, effektstudier, osv., vil være kostnadsdrivende og viktige faktorer for
utvalgte parametere og utvalgt analysemedier, bør derfor ha både en praktisk hensikt og være nyttig i de ulike
faser av tiltaksarbeidet.
Nedenfor gis en oversikt over veiledende rammebetingelser og krav i den nasjonale overvåkings-sammenheng.
Det bør i tiltaksarbeidet alltid gjøres skjønnsmessig vurderinger i forhold til dette.
12.1 Kjemiske analyser i tiltak
I Norge skal kjemisk overvåking av vannforekomstene i første omgang foregå ved overvåking av vann, sediment
og biota (se også Rammebetingelser). For at en vannforekomst skal klassifiseres med god kjemisk status må
målinger ikke overskride grenseverdier i disse mediene. Grenseverdier for vann er oppgitt enten som en
maksimal tillatt verdi eller et årlig gjennomsnitt.
God kjemisk status basert på vannprøver tilsier at målinger av alle forbindelser i alle vannprøver ligger under
den maksimalt tillatte grensen og at gjennomsnitt av alle konsentrasjoner gjennom et år ikke overskrider årlig
gjennomsnitt. Det foreligger per dags dato grenseverdier for alle prioriterte stoffer i vannsøylen og tre stoffer i
biota. Både EQS29 for sediment og biota er under utarbeidelse i EU, med det er usikkert når disse foreligger.
Inntil videre skal derfor eksisterende veileder benyttes, dvs.:
●
Sedimentveileder - Veileder for klassifisering av miljøkvalitet i fjorder og kystfarvann TA2229/2007
●
Biotaveileder - Klassifisering av miljøkvalitet i fjorder og kystfarvann TA1467/1997
29
EQS = Environmental Quality Standard
C:\Users\roko\Dropbox\Hav møter land\DEN GRØNNE MANUAL_17.01.13.docx
Klassegrenser for kategorisering av kjemisk tilstand i tiltaksområdet:
●
Grenseverdier for prioriterte stoffer i kystvann og ferskvann
●
Grenseverdier for andre miljøgifter kystvann og ferskvann
●
Grenseverdier for prioriterte stoffer i sediment i kystvann
●
Grenseverdier for andre miljøgifter i sediment i kystvann
●
Grenseverdier for miljøgifter i marin biota
●
Grenseverdier for andre miljøgifter i biota
Miljøgifter som skal overvåkes dersom det ikke foreligger tidligere miljøgiftdata fra vannforekomsten
Det finnes ikke norske klassegrenser for alle forbindelsene på EUs prioritetsliste. Dersom det i tabellene ikke er
oppgitt en verdi for sediment og biota trenger vannforekomsten foreløpig ikke vurderes med hensyn på denne
forbindelsen.
Tabellene viser grenseverdier som per dags dato er gjeldende for miljøgifter i vann, sediment og biota, i
kystvann. For at en vannforekomst klassifiseres til god kjemisk tilstand må konsentrasjonene av miljøgifter være
under de respektive grenseverdiene, men det må tas hensyn til eventuelle forhøyede verdier av tungmetaller som
kan skyldes naturlig høye bakgrunnsverdier. Kvalitetsstandarder i vann er angitt i µg/l. Benevning for
kvalitetsstandarder i sediment og biota for kystvann er angitt i enten mg/kg eller µg/kg.
Grenseverdiene for miljøkvalitet i biota må ikke forveksles med grenseverdi for spiselighet og omsetning av
sjømat. For grenseverdier av miljøgifter i mat, se www.mattilsynet.no.
12.2 Biologiske analyser i tiltak
Biologiske analyser som omtales her, må ikke forveksles med kjemiske analyser for beskrivelse av tilstand i
biologisk materiale, som omtalt i kapittelet over. Med biologiske analyser menes her, relevante analyser knyttet
til sedimentene hvor det skal gjennomføre tiltak:
●
Fauna analyser (effekter, bioturbasjon, kolonisering)
●
Bakteriologiske analyser (biologisk nedbrytning)
●
Økotoksikologiske analyser (giftighet, effekt)
12.3 Fysiske analyser i tiltak
Fysiske analyser forbundet med oppryddingstiltak er en samlebetegnelse på
●
Sedimentenes kornstørrelse og organisk innhold
●
Geotekniske parametere
●
Hydrografiske parameter
C:\Users\roko\Dropbox\Hav møter land\DEN GRØNNE MANUAL_17.01.13.docx
13
Pilotprosjekter i Norge
Pilotprosjektene som vi har definert og gjennomført i Norge, kan rettere kalles pionerprosjekter eller kanskje
FoU-utviklingsprosjekter. Et pilotprosjekt i tiltakssammenheng, er per definisjon en utprøving av teknologier i
større skala.
Når tester på laboratorieskala er gjennomført for et spesifikt valgt tiltak (se kapittel 8.10), skal normalt pilottester
utføres. Dette for å dokumentere at metoder fungerer etter intensjonene og under naturgitte forhold. Dette kan
f.eks. være ulike kjemiske og biologiske behandlingsmetoder for de forurensede sedimentene, spesifikke
mudringsmetoder eller plassering av problemsedimentene, som må testes. Pilotprosjektet er gjerne nivået før
demonstrasjonsskala. Et klassisk eksempel på et pilotprosjekt er forarbeidene som ble utført utenfor Palos
Verdes i California.
I det følgende presenteres de 5 pilotprosjektene, med henvisninger og lenker til supplerende informasjon for
utdypende studier.
C:\Users\roko\Dropbox\Hav møter land\DEN GRØNNE MANUAL_17.01.13.docx
13.1 Sandefjord havn
Sandefjordsfjorden er forurenset fra mangeårig industri, verftsvirksomhet og avrenning fra forurenset grunn. I
tillegg bidrar skipstrafikken til oppvirvling og spredning av forurensete sedimenter.
Oppryddingsprosjektet i Kamfjordkilen innerst i Sandefjordsfjorden, startet i 2001 og ble avsluttet i 2003. Dette
var starten på opprydding av hele fjorden. Målet har vært å bedre miljøtilstanden og bidra til å redusere
påvirkningene på livet i sjøen. Pilotprosjektet i Sandefjord skulle videre bidra med kunnskap og erfaringer om:
●
●
Mudringsmetoder ved bruk av sugemudring og pneumapumpe
Erfaringer og effekter ved deponering i gruntvannsdeponi
Prosjektet var et samarbeid mellom det lokale næringsliv, Sandefjord kommune og SFT. De totale kostnadene
ved å gjennomføre prosjektet var vel NOK 26 mill. hvorav SFT bidro med NOK 18 mill. (ca. 2/3 av kostnadene).
En av grunnene til at staten gikk inn med en så stor andel,
var at industribedriftene som var hovedkilden til
forurensning av denne delen av fjorden er nedlagt.
Prosjektet ble ledet av Sandefjord kommune, og arbeidene
ble utført av en konstellasjon bestående av NCC, NIVA og
NGI. I løpet av perioden i 2002, ble følgende planlagte
tiltaksaktiviteter utført innenfor pilotprosjektet:
●
●
●
Mudring med sugemudringsutstyr
Bygging av et deponi på grunt vann
Plassering av forurenset sediment geobager
I et erfaringsnotat utarbeidet for pilotprosjektet i Kamfjordkilen i Sandefjord (NIVA 2005) oppsummerer greit
resultatene av utprøvde metoder (er sitert og understreket i utdrag):
De øvre 50 cm av sedimentet i et areal på ca 87 000 m2 er mudret ved bruk av to ulike metoder, og massene er deponert i et
gruntvannsdeponi. Kontrolltiltak har fokusert på måling av partikkeltransport ut av tiltaksområdet og etter karakterisering
av miljøgiftene i øvre 2 cm. Det er vist at det er praktisk mulig å mudre bløte sedimenter på en kontrollert måte, men bare ett
av tre mudringsfartøyer brukt ble ansett som egnet. Gruntvannsdeponiet har fungert etter intensjonen og utlekkingen av PCB
fra området der deponiet er lagt er redusert med over 98 %. Tiltaksmålet om miljøkvalitet av SFT klasse III eller bedre ble
ikke oppnådd i mer enn ca 3 % av arealet. Den nye bunnen var preget av et lett mobiliserbart, sterkt forurenset sedimentlag
som også var til stede ca 1 år etter mudringen. Hovedkilder synes å være resuspensjon inne i Kilen og fergegenerert
transport av partikler til Kilen fra havna utenfor. Tilførsel fra land, overløp og bekkefar bidrar lite.
For utdypende studie av et godt undersøkt område med påbegynte oppryddingstiltak, se Rapporter om
miljøsituasjonen i Sandefjordfjorden og Sandefjord Havn.
C:\Users\roko\Dropbox\Hav møter land\DEN GRØNNE MANUAL_17.01.13.docx
13.2 Kristiansand havn
Kristiansandsfjorden har vært særlig forurenset fra tungindustri
i flere tiår, men også fra verftsvirksomhet, militære aktiviteter
og flere sjønære avfallsfyllinger. I tillegg er havneområdet i
Kristiansand en betydelig trafikkert havn, med flere
småbåthavner i området. Sedimentene i fjorden var forurenset
med dioksiner, heksaklorbensen (HCB), PCB, PAH, TBT og
flere tungmetaller. Følgende ambisjonsnivåer for ble vurdert:
●
●
●
●
Ambisjonsnivå 0 – Nullalternativ. Det gjennomføres
ingen tiltak i sedimentene i Kristiansandsfjorden. En
eventuell forbedring av miljøtilstanden, vil være
avhengig av naturlig sedimentasjon.
Ambisjonsnivå 1 – Lavt. De mest belastede arealene
skal forbedres, for å redusere spredning til andre
områder. Tiltakene skal på sikt medføre at kostholdsrådene i alle områder kan oppheves, unntatt de mest
belastede.
Ambisjonsnivå 2 – Moderat. Alle kostholdsråd for
Kristiansandsfjorden skal kunne oppheves innen 10 år
etter at tiltak er gjennomført.
Ambisjonsnivå
3
–
Høyt.
Tilstanden
i
Kristiansandsfjorden skal forbedrestil et nivå hvor
miljøgifter ikke har noen økologiske effekter på biota.
Transport av sand i Hannevika
(Foto: Hallgeir Skretting)
Mudring utenfor Falconbridge (Foto Jon Egil Vinje)
Det ble lagt opp til at tiltaksprosjektet skulle omfatte følgende hovedaktiviteter:
●
●
●
●
Gjennomføre ulike tiltak for å redusere miljøgiftproblemene i Kristiansandsfjorden, med utgangspunkt i
utarbeidet tiltaksplan.
Evaluere effektene av oppryddingsarbeidet gjennom nøye dokumentasjon av tilstanden før og etter tiltak.
Dokumentere og rapportere miljømessige, tekniske og praktiske forhold ved de ulike prosjektene som
gjennomføres, blant annet tildekking i Hannevika.
Bedre kunnskapene om forurensningsproblemer knyttet til småbåthavner.
I 2002 ble følgende utført pilotprosjektet (jf. Statsurapport 2002 for tildekkingsprosjekt i Hannevika):
●
●
●
Tildekking av forurensede sedimenter i Hannevika med rene masser fra et tilstøtende veiprosjekt
Miljøoppfølging og dokumentasjon av tildekkingsarbeidet.
Studie av oppvirvling fra ankring av skip.
Tildekkingen av forurensede sedimenter i Hannevika, var det første trinnet av miljøoppryddingen i
Kristiansandsfjorden. Erfaringene fra prosjektet er samlet på tiltaksprosjektets nettsider hos
Fylkesmannen i Vest-Agder. Nedenfor er det referert til et utvalg av rapporter som anses som svært nyttig
lesning i fremtidig tiltaksplanarbeid. For mer komplett oversikt henvises det til søkenettsiden eller
Rapporter etter prosjektavslutning.
●
●
●
●
Oppvirvling og spredning av forurenset sediment på grunn av skipstrafikk
Risikovurderinger knyttet til forurensede sedimenter: Med fokus på Kristiansandsfjorden
Tiltaksanalyse for opprydding i forurensede sedimenter i Kristiansandsfjorden (DNV)
Miljøgifter i sedimenter i Kristiansand (FMVA)
C:\Users\roko\Dropbox\Hav møter land\DEN GRØNNE MANUAL_17.01.13.docx
13.3 Trondheim havn
Trondheim havn er en trafikkhavn hvor det er påvist sterkt forurensete sedimenter i store deler av havneområdet
(PCB, PAH, TBT og tungmetaller). Det er forurensningsproblemer knyttet til oppvirvling fra havnetrafikk og
diffuse utslipp fra land. Pilotprosjektet fikk støtte til følgende utredning:
●
●
●
●
●
●
Utvikle og prøve ut metoder for massestabilisering og
bruk av forurensede sedimenter landinnvinning.
Storskalademonstrasjon av rensing av forurensete
sedimenter.
Gjennomføre mudring av forurensede sedimenter og
videreutvikle egnet mudringsmetodikk.
Utføre en tiltaksanalyse, det vil si en prioritering mellom
forurensete områder.
Utrede muligheter for å gjøre finansiere opprydding i
havneområdet ved hjelp av lokale tiltaksfond.
Kost-nyttevurderinger av massestabilisering og rensing.
Trondheim havn 1952
Stabilisering av muddermasser i et strandkant-deponi, var
ikke gjennomført i Norge tidligere, men noe lignende var
gjennomført i Finland og Sverige. Prosjektet ble utført av et
arbeids-fellesskap bestående av Trondheim havn
(prosjektleder), SCC, Selmer Skanska og DNV.
Prosjektet ble startet opp i 2001 og avsluttet i 2004.
Prosjektet ble anslått å koste vel NOK 50 mill. Av dette
bidro SFT med totalt NOK 28 mill.
Trondheim havn 2012. Foto: Fjellanger Widerøe
Pilotprosjektet har en egen nettside under Trondheim havn.
Mye informasjon og rapporter ble utarbeidet for å
dokumentere planlegging og oppsummere erfaringene fra
prosjektet (utvalg):

Årsrapporter for 2002 – 2003 – 2004 – 2005

Tiltaksanalyse 2003 - Lokale tiltaksforhold 2003 - Forberedende arbeider 2003

Kost-nytteanalyse for Fase 1 og 2 (2003) – Kost-nytteanalyse ved tiltak i sedimenter (2006)

Renseteknologi (2004) - Kostnytteanalyse ved våtmekanisk rensing (2006)

Overvåking av mudring og dumping – Fase 1 (2003)

Miljøgifter i marine organismer i Trondheim havn (2005)

Opprydding i gamle miljøsynder (se også behov for miljøinformasjon kapittel 8.3)

Re-kontaminering av sedimenter etter mudring (2009)

Håndbok for stabilisering og solidifisering (se også kapittel 9.3.3 og 9.5.7 )
C:\Users\roko\Dropbox\Hav møter land\DEN GRØNNE MANUAL_17.01.13.docx
13.4 Tromsø havn
Sedimentene i Tromsøsundet er stedvis sterkt forurenset av ulike miljøgifter, blant annet PAH, PCB, TBT,
DDT og tungmetaller. En av utfordringene i Tromsø er de sterke havstrømmene som kan transportere
miljøgifter langt bort fra den opprinnelige kilden. Pilotprosjektet fikk støtte til den første fasen av
opprydningsarbeidet i havneområdet, som var utarbeiding av en tiltaksplan. Midlene skulle blant annet gå
til å bedre kunnskapene om:
●
●
●
Betydningen av sterk strøm og store tidevannsforskjeller for spredning, binding og opptak av
miljøgifter og for valg av tiltak.
Biologiske og økotoksikologiske effekter av miljøgifter i sedimentene, utvikle metodikk for
vurderinger.
Betydningen av ulike kilder på land, herunder miljøgifter i kommunale avløp, betydningen av
tilførsler via overvann, mv.
Pilotarbeidet omfattet videre:
●
Kartlegging av forurensningsomfanget.
●
Risikovurdering av dagens tilstand og av tiltaksgjennomføringen.
●
Vurdering av hvilke forbedringer som kan forventes ved gjennomføring av tiltak.
Basert på kartlegging og risikovurdering skulle det
utarbeides en tiltaksplan.
Prosjektet ble ledet av en gruppe bestående av Tromsø
kommune, Tromsø havn og Vervet AS.
Arbeidet ble i hovedsak utføres av Akvaplan-NIVA, NIVA
og NGI. Kostnadene ble anslått til omkring NOK 4,4 mill.
SFT (Klif) bidro med totalt NOK 3,5 mill. i 2002, 2003 og
2004.
I 2002 ble det blant annet gjennomført en kildekartlegging.
Resultatene ble rapportert våren 2003. Arbeidet med
biologiske effektstudier startet opp og ble ferdigstilt i 2004.
Pilotprosjektet "Opprydding av forurensede sedimenter i
Tromsø havn" resulterte i følgende rapporter:
Tromsø havn. Foto: Ola Røe
●
Tiltaksmetoder (NGI 2004)
●
Kartlegging av kilder til forurensning i Tromsø indre havneområde og Tromsøysund 2002–2003 (APN 2003)
●
Biologiske effekter (delprosjekt 2) (SFT 2004)
●
Risikovurdering av forurenset sedimenter i Tromsø havn (NGI 2005)
●
Bindingsegenskaper og in situ biotilgjengelighet av miljøgifter i sediment fra Tromsø havn (APN 2004)
●
Forebygging og sanering av miljøgiftforurensning i Tromsø havneområde og Tromsøysund (APN 2005)
C:\Users\roko\Dropbox\Hav møter land\DEN GRØNNE MANUAL_17.01.13.docx
13.5 Horten havn
I Horten havn ble det i 2002 gjennomført mudring av TBTforurensede sedimenter i forbindelse med utbygging i ytre
havneområde.
SFT bidro med økonomiske midler til undersøkelser for å
heve kunnskapsnivået knyttet til utlekking og giftighet av
TBT. Dette med tanke på håndtering av masser som ikke
tillates dumpet i sjø og eventuelt deponering av slike
masser i deponier på land.
Mudring av TBT-forurensede sedimenter i Horten havn.
Foto: J.H. Andersen
Prosjektet ble ledet av Horten havnevesen og de faglige
aktivitetene ble utført av Norconsult og Jordforsk i
samarbeid. Som eksperimentelt og praktisk arbeidet ble
følgende aktiviteter gjennomført:
●
En karakterisering av forurenset sediment
(kornfordeling, mineraler, TOC og tinnorganiske
forbindelser).
●
Utlekkingsforsøk ved infiltrasjon med ferskt
nedbørsvann i samme sediment
●
Fergetrafikk i Horten havn (Shipsforum.dk)
Økotoksikologiske tester med jordlevende
evertebratartene (collemboler og encytraeider)30.
I forbindelse med modelloppsett og modellberegninger ble
følgende arbeid gjennomført:
●
Gjennomgang av litteratur for å identifisere modeller
og oppsett som kan anvendes i en risikoanalyse.
●
Modellering av potensiell transport/spredning av
TBT i den kommersielle modellen PHREECQ.
Ledd i den adveksjon - reaksjon - dispersjon
ligningen (ARD) i PHREECQ-modellen.
Sluttrapport for pilotprosjektet ble utarbeidet i 2006. Rapporten er svært detaljert, særlig i modelleringsdelen og
en slags konklusjon for pilotprosjektet var:
"Forskjeller mellom beregnede og observerte verdier for utlekking av TBT og endring i pH
kan sannsynligvis forklares ved at sedimentets hydrodynamiske egenskaper og kjemiske
sammensetning ikke er kalibrert mot målte verdier i laboratorieforsøk. En tetter kobling
mot laboratorieforsøk og sammenligning med observerte verdier vil derfor være viktig for
identifisere klarere den relative betydningen av de observerte prosesser".
Om resultatene fra pilotprosjektet noen gang er benyttet videre i det nasjonale tiltaksarbeidet, er vanskelig å
konstatere, ut fra denne gjennomgang av informasjonsgrunnlaget som er gjort.
30
Arter av spretthaler og fåbørstemark
C:\Users\roko\Dropbox\Hav møter land\DEN GRØNNE MANUAL_17.01.13.docx
14
Tiltaksprosjekter i tidligfase
En rekke prosjekter i Norge er etter avslutt de fylkesvise tiltaksplanene Fase 2, nå gått over i en Fase 3. Det betyr
at det meste av kartleggingsarbeidet (kilder, sedimenter og biota) er avsluttet og videre planer for tiltaksfasen er
lagt.
Selv om selve ideen med Fylkesvis tiltaksplanene var å harmonisere arbeidet, er de ulike prosjektene på noe ulikt
nivå i prosessen. Det er derfor samlet noe av de mest illustrerende prosjekteksemplene fra høyt prioriterte
områder i Norge, nedenfor.
C:\Users\roko\Dropbox\Hav møter land\DEN GRØNNE MANUAL_17.01.13.docx
14.1 Harstad havn
Harstad havneområdet ble etter de sonderende sedimentundersøkelser karakterisert som svært forurenset, med tydelig
påvirkning av biologisk materiale (SFT 1994b). Lokaliteten ble
derfor også høy prioritert i det påfølgende arbeidet. (SFT 1998)
og har i ettertid fått utarbeidet tiltaksplaner Fase 1 og 2.
I samarbeid med Kystverket, som har behov for
farledutvidelser i Harstad, skal det gjennomføres et stort
oppryddingstiltak. Prosjektet er nå i planleggingsfasen. Når alle
planer og tillatelser er godkjente vil Kystverket og Harstad
kommune konkurranseutsette selve utførelsen av prosjektet, jfr.
Lov om offentlige anskaffelser. Klif støttet utarbeidelsen av
tiltaksplanen med NOK 2.1 mill. i 2009.
Foto: Bernard Muller
Estimert oppstart av anleggsarbeidene var juni 2012. Arbeidene
skal avsluttes høsten 2013.
Spleiselag for finansiering hvor Harstad kommune bidrar med
NOK 47 mill., hvorav ca. 50 % går til strandkantdeponiet.
Kystverket bidrar med sine NOK 23 mill., to av de lokale
verftene med til sammen NOK 6 mill. og Staten med NOK 45
mill.
Soneinndeling og tiltaksområder i Harstad havn
Tilleggsinformasjon og mer detaljert lesing:
●
Harstad kommune om prosjektet Ren havn
●
Hva skal Kystverket gjøre i Harstad havn?
●
Secora er i gang med tiltakene i Harstad havn
Foto: Harstad havn
C:\Users\roko\Dropbox\Hav møter land\DEN GRØNNE MANUAL_17.01.13.docx
14.2 Ramsund orlogsstasjon
På begynnelsen av 90-tallet, ble det funnet betydelige
mengder med PCB og TBT i sedimentene i Tjeldsundet
utenfor Ramsund Orlogsstasjon (SFT1994b).
Forurensningene var også betydelig i biota, slik at det
ble innført kostholdsråd i området fra år 2000.
Opprydding i deponier og kilder på land var under
arbeid 2005-2006 og de oppfølgende av biota, viste at
kildekontrollen hadde hatt positiv effekt på resipienten.
Men den tiltaksrettede sedimentundersøkelsen, hvor det
ble tatt totalt 427 prøver i ruter av 60 x 60 m over 3 km²,
viste at det fortsatt var behov for å gjennomføre
sedimenttiltak. Det er utarbeidet en tiltaksplan og
arbeidet med opprydding i sedimentene startet
sommeren 2012.
Foto: Dan Henrik Klaussen/NRK
I 2011 ble sjøbunnen ryddet for avfall for å legge til
rette for mudringsarbeidet. Sedimentene skal fjernes ved
hjelp av sugemudring og transporteres til eksternt
deponi for farlig avfall.
Rapporter og dokumenter utarbeidet i prosjektet:
●
Søknad om gjennomføring av tiltak (2011)
●
Pålegg om opprydding i sedimenter (2011)
●
Tiltaksplan for Ramsund
●
Overvåking av mudringsarbeider
●
Notat om miljøtiltak
●
Notat om ny risikovurdering (2011)
●
Klifs kunngjøring og høring (2011)
Foto: Dan Henrik Klaussen/NRK
Samlet kostnad for hele tiltaksprosjektet er beregnet til
NOK 130 mill.
PCB i sediment (Forsvarsbygg)
C:\Users\roko\Dropbox\Hav møter land\DEN GRØNNE MANUAL_17.01.13.docx
14.3 Opprydding i Laksvågen
Forsvarsbygg arbeider for å kartlegge og fjerne
miljøgiften PCB i u-båtbunkeren Bruno i Laksevåg. Rett
etter andre verdenskrig ble transformatorolje med
miljøgiften PCB fra tyske ubåter dumpet i ødelagte
tørrdokker i ubåtbunkeren i Laksevåg, og førte til en
spredning av PCB i området da denne oljen begynte å
lekke ut. På grunn av svært høye PCB-konsentrasjoner
er området gitt høyeste prioritet for opprydding av
Bergen kommune.
Foto Forsvarsbygg
Forsvarsbygg har siden begynnelsen av 90-tallet kartlagt
området for PCB og gjort målrettede tiltak på
ubåtbunkeren for å stoppe spredning av giften. Det har
blitt gjort opprenskninger i enkelte kanaler, samt satt
ned sandfangstkummer som hindrer sand og annet
materiale i å renne ut i havet. Ved å tømme disse
kummene har man klart å fjerne en god del PCB fra
området.
I løpet av januar 2012 vil tiltaksplanen for dette arbeidet
være klar, og målet er å ta opp og fjerne så mye PCB
som mulig, og deretter støpe og kapsle inn den
resterende giften. Når alle tiltak på land er gjennomført
er det klart for opprydding av sjøsedimenter utenfor
dokken. Forsvarsbygg jobber i dette prosjektet aktivt i
samarbeid med eksterne konsulenter for å finne de mest
kosteffektive løsningene tilpasset områdets aktivitet.
For supplerende bakgrunnsinformasjon se rapport
"Vurdering av PCB-forurensning ved Ubåt-bunkeren i
Laksevåg" (FFI 2005).
Fra FFI 2005
Foto FFI
C:\Users\roko\Dropbox\Hav møter land\DEN GRØNNE MANUAL_17.01.13.docx
15
Fullskala tiltaksprosjekter i Norge
Nedenfor er det samlet alle full-skala prosjekter som er utført på et nasjonalt nivå i perioden 1992-2012.
Selvfølgelig er det gjennomført en lang rekke mindre og mer lokale prosjekter de senere år, men dette utdypes
ikke her.
C:\Users\roko\Dropbox\Hav møter land\DEN GRØNNE MANUAL_17.01.13.docx
15.1 Eitrheimsvågen - Odda
Eitrheimsvågen i Odda, var sterkt forurenset av sink
(Zn) og kadmium (Cd) fra utslipp fra produksjonen og
deponiet til NORZINK etablert innerst i vågen.
Oppryddingsarbeidet besto i å isolere deponiet ved hjelp
av en spuntvegg og lede sigevannet til renseanlegg.
Hele bukten som er på 95.000m² ble dekket med en
geotekstil og ren sand, og strandsonen ble erosjonssikret
med gabioner.
Videre ble alt overvann ledet rundt deponiet og ut til
sjøen. Opplegg for overvåking av strandkant deponiet
ble etablert.
Effekten av tiltaket har vært meget god med >95 %
reduksjon av utlekkingen av metaller fra sjøbunnen til
vannmassene. På grunn av at det fortsatt er diffuse
kilder i området har en nå konstatert at det på ny er
forurensning i toppen av sandlaget, men dette stammer
ikke fra massen som ligger under.
Eitrheimsvågen fra tidlig på 1980-tallet, før vågen ble
dekket til med duk og sand. Det røde slammet skyldes
tidligere utslipp fra Norzink.
Det totale prosjektet har kostet NOK 40 mill., mens
selve tildekkingen kostet NOK 8 mill. Prosjektet var
finansiert av NORZINK med tilskudd fra SFT. Tiltaket
var ferdigstilt i 1992.
C:\Users\roko\Dropbox\Hav møter land\DEN GRØNNE MANUAL_17.01.13.docx
15.2 Haakonsvern orlogsstasjon
Sjøbunnen ved Haakonsvern orlogstasjon, har i
perioden etter at basen kom i drift blitt sterkt forurenset
av tungmetaller, olje, PAH, PCB og TBT.
Forurensningen har ført til kostholdsråd i området og
tiltakene skulle føre til at disse restriksjonene kunne
fjernes på sikt. Tiltaket besto i å hydraulisk sugemudre
sjøbunnen for å fjerne de forurensede sedimentene.
Totalt dekket tiltaksområdet et areale på 500.000 m² og
sedimentene ble pumpe direkte til to strandkantdeponier
som ble etablert inne på marinebasen.
Sugemudringsutstyr montert på en gravemaskin på
lekter (Foto NCC)
Mudringen har dekket områder fra kaiene og helt ned til
>50m vanndyp og totalt ble volumet av sedimentmasser
ca. 100.000 m³.
Man valgte og mudre hele området for blant annet å
unngå noen form for fremtidige restriksjoner for ankring
av fartøyer i området og liknende.
Deponiene skulle dekkes til og overvåkes. Under hele
prosjektet har det vært utført et stort kontroll- og
overvåkingsprogram. Prosjektet ble finansiert i sin
helhet av Forsvaret.
Strandkantdeponi ved Haakonsvern (Foto FFI)
Hele tiltaket kostet ca. 185 millioner kroner, inkludert
kostnadene for framtidig overvåking. Det gir en kostnad
på ca. NOK 460/m². Arbeidet ble avsluttet i 2002 (se
sluttrapport fra 2003).
Strandkantdeponiet ved Håkonsvern var et av de første
fullskalaprosjektene i sitt slag i Norge og miljømålene
ble i stor grad oppnådd. Dette er utførlig dokumentert i
Presentasjon av prosjektet ved Haakonsvern.
Mudringsplott
C:\Users\roko\Dropbox\Hav møter land\DEN GRØNNE MANUAL_17.01.13.docx
15.3 Aker Stord Verft
Intensiv kartlegging av hele verftsområdet viste at
sedimentene og biota i hele havneområdet var kraftig
belastet av forurensninger og miljøgifter; metaller, olje,
PAH og særlig PCB.
Det ble derfor igangsatt tiltaksutredning på eget
initiativ. Samtidig ble det søkt om tiltaket ved Aker
Stord kunne inngå i SFTs pilotprogram, men ble avslått.
Likeledes ble en alternativ søknad om økonomisk støtte
til
gjennomføring
og
utarbeidelse
av
et
erfaringsdokument avslått. I etterkant kan man se at
dette var i sterk kontrast til de virkemidlene
myndighetene senere har benyttet i tiltakssammenheng.
Det ble likevel besluttet å gjennomføre tiltak for egen
regning. Tiltaket i sedimentene ble samordnet med
rivning av plattformen "Maureen Alfa". Her deler av de
3 plattformbeina benyttet til kombinert fundament for
ny dypvannskai og barriere for strandkantdeponiet.
SFT (Klif) beskriver dette rivingsprosjektet på sine
hjemmesider i 2001, hvor det blant annet står:
Aker Stord Verft (Foto Aker Maritime)
Slep av Maureen Alfa (Foto Dagbladet)
"Aker Stord har også søkt om tillatelse til deponering/gjenbruk av plattformens understell. Bedriften ønsker å
bruke understellet som forsegling av PCB-forurensningen i indre del av havnebassenget, bygge en ny kai og
utvide industriområdet med rundt 20 mål. Løsningen innebærer opprenskning av 35 mål sjøbunn. Denne
søknaden er nå til behandling i SFT".
Oppryddingstiltaket omfattet mudring av forurensede sedimenter opp i en splittlekter, kledd med en fleksibel
geotekstilduk. Når lekteren var fylt, ble geotekstilduken sydd sammen til en pølse, som inneholdt 130-150 m³
forurenset sediment. Lekteren transporterte sedimentpølsen in i deponiområdet, hvor den ble dumpet. Totalt ble
det dumpet ca. 140 sedimentpølser. Strandkantdeponiet ble tilslutt dekket med tilnærmet ren sand mudret i
forbindelse med utdyping av havna.
Hele Aker Stord-prosjektet er et godt eksempel på betydningen av å vurdere gjenbruksverdier i forbindelse med
oppryddingsprosjekter. Følgende ble løst gjennom samordning:
●
●
●
●
●
●
●
●
Overtakelse av oljeplattform (gevinst)
Rivning av plattform (kostnad)
Deponering og destruksjon av plattformdeler (kostnad)
Salg og gjenbruk av plattformdeler (gevinst)
Ny dypvannskai og industriareal 20 mål (kostnad)
Fjerne sterkt PCB-forurensede sedimenter fra sjøbunnen (kostnad)
Utdyping av havneområdet og spesielt i forkant av ny dypvannskai (kostnad)
Gjenbruk av sand til overdekking deponi (gevinst)
Etter rivning av plattform, opprydding på 35 mål sjøbunnen og etablering av ny dypvannskai med 20 mål
kaiområder, satt tiltakshaver igjen med en netto gevinst på NOK 70 mill.
C:\Users\roko\Dropbox\Hav møter land\DEN GRØNNE MANUAL_17.01.13.docx
15.4 Oslo havn
Prosjekt Ren Oslofjord ble påbegynt i 2006 og avsluttet i
2011 som et fullskalaprosjekt. Totalt ble 440 000 m³
forurenset sjøbunn ble fjernet, og lagt ned på 70 m i
dypvannsdeponiet ved Malmøykalven. De forurensede
massene er nå tildekket med 40 cm ren sand, for å hindre
spredning. Tildekkingen av deponiet ble utført av Secora
AS og gjennomført i fire faser.
I 2007 ble det gjennomført en pilotskalatest eller
prøvetildekking på deponiet (Trinn 1), for å vurdere egnede
metoder for utlegging av tildekkingsmaterialet. Etter at
deponeringen av mudrede masser ble avsluttet i oktober
2008, ble første tildekkingslag på deponiet lagt ut i
perioden november 2008 - januar 2009 (Trinn 2).
Foto Secora
Klif informasjon 2007 - Opprydding i Oslo havn (TA-2291)
Overvåkning og undersøkelser viste gode resultater, og
geotekniske analyser viste at de mudrede massene i
deponiet oppførte seg som normalkonsolidert leire med
tilstrekkelig bæreevne, slik at tildekkingsarbeidene kunne
fullføres. Hovedtildekkingen av deponiet ble utført i
perioden februar 2009 til juli 2009 (Trinn 3). Kontroll og
dokumentasjon av lagtykkelsen viste at det måtte utføres
ytterligere tildekking på deponiet for å nå vilkåret i
tillatelse. Dette supplerende tildekkingslaget ble lagt ut i
perioden september 2010 til april 2011 (Trinn 4).
Foto Secora
Informasjonsark Klif
Tiltakshaver opplyser at oppryddingsprosjektet har bidratt
til at 95-99 % av forurensningen er fjernet i sentralt
Bjørvika og Pipervika. I tillegg har tildekking med sand
(tynnsjikt) i tilstøtende områder i Bjørvika, Pipervika og
Lohavn, bidratt til ytterligere miljøforbedring.
Foto Jens Hertzberg
Klif godkjente mudringsoperasjonen til tilstandsklasse 2 i
sedimentene, dypvannsdeponeringen og tildekkingen av
både sjøbunn og deponi. Alle faser av tiltakene ble
gjennomført tilfredsstillende, noe som også den faglige
etterkontrollen dokumenterer.
Klif mener tildekkingslagets tykkelse ved Malmøy-kalven
er godt dokumentert i sluttrapporten.
Vurdering av måloppnåelse for prosjektet og sluttrapporter
NGI 2009a - NGI 2009b – NGI 2009c – Rambøll 2010
Foto Viktor Jæger
C:\Users\roko\Dropbox\Hav møter land\DEN GRØNNE MANUAL_17.01.13.docx
15.5 Hammerfest havn
I 2006 forelå det som resultat av de fylkesvise
tiltaksplanene - fase 2, en helhetlig plan for opprydding
i Hammerfest havnebasseng. Parallelt med dette, var
arbeidet med etablering av Arktisk kultursenter i byen
godt i gang. Det nye bygget skulle plasseres på
fiskeribrygga innerst i havneområdet. Både grunnen og
strandsonen under bygget og sjøbunnen i forkant, var
sterkt forurenset og håndteringen av dette kunne bli en
utfordring.
Tiltaksarbeidet i Hammerfest havn hadde ledet frem til
at, overdekking av forurensningene på store deler av
sjøbunnen, potensielt kunne være den beste løsningen,
for de lokale forurensningsproblemene. Imidlertid var
det ikke tatt hensyn til at Hammerfest havn er den mest
trafikkerte havnen i Finnmark, noe som generelt ville
gjøre overdekking av sjøbunnen noe problematisk.
Arktisk kultursenter (Hammerfest kommune)
Da også landarealet var forurenset, ble det tidlig i
byggefasen av kultursenteret vurdert muligheter for
også å håndtere grunnforurensningen, i forestående
tiltak på sjøbunnen.
Det ble derfor sommeren 2006 utarbeidet en alternativ
tiltaksplan til behandling hos Fylkesmannen i Finnmark.
Forslaget gikk ut på at både forurensede sedimenter og
forurenset grunn, som ble berørt byggeprosjektet, skulle
stabiliseres i en CDF i strandsonen. Denne løsningen ble
godkjent og implementert.
Hammerfest havneområde
Rundt 5000 m³ med sedimenter og løsmasser ble
stabilisert (STSO), lagt inn og forseglet i strandsonen
under bygget. Prosjektet ble også inkludert som et
pilotprosjekt i BIA-prosjektet Stabil grunn.
Hammerfest kommunes nettsider beskrives miljøprosjektet Ren havn. Det finnes også en oversikt over
miljøundersøkelser som er utført i Hammerfest
havneområde i perioden 1994-2012, et godt eksempel
på hvor omfattende datamaterialet kan være, selv i et
mindre havneområde i Norge.
Illustrasjon av hvordan stabiliserte masser er brukt i
konstruksjonen av arktisk kultursenter i Hammerfest
(Illustrasjon Rambøll)
En vurdering av måloppnåelse for prosjektet, tilsier at den er 100 % for delprosjektet i den helhetlige
oppryddingsplanen for Hammerfest havn. Forurenset grunn og sjøbunn ble kostnadseffektivt sanert ved å
kombinere oppryddings- og utbyggingsprosjekter.
C:\Users\roko\Dropbox\Hav møter land\DEN GRØNNE MANUAL_17.01.13.docx
15.6 Kadettangen - Bærum havn
Bærum kommune ønsket å anlegge ny strandpromenade langs Sandvikselven. Med implementering
av en STSO-teknologi, fikk man samtidig løst et
problem med forurenset elvebunn, ved å bruke
sedimentene som byggemateriale.
Ved utløpet av Sandvikselven i Sandvika i Bærum havn
ble det besluttet å mudre elven i et belte på 20 meter fra
fremtidig bryggekant og ut i elven. Årsaken var
stabilitetsforhold i grunnen, og ønske om å bevare
biologisk mangfold langs motsatt elvebredd.
Foto:
Bjørn
Lunøe
Foto
Bjørn
Lunøe
Elven var sist blitt mudret i 1970-årene. Det har vært
endel forurensende industri og utslippsuhell i
Sandvikselva over år og sedimentprøver avdekket
forurensede sedimenter i tiltaksklasse 3-5.
Arbeidene i elva og elvebunnen måtte utføres i perioden
15. november til 15. april etter at laksen har gått opp
elva og før sommersesongen starter. Det måtte settes
opp spuntvegg langs hele Kadettangens elveside, for å
hindre utglidning av landarealet etter mudring.
Foto Bjørn Lunøe
I prosjektet ble det valgt betongspunt. Det er en
miljøvennlig kortreist løsning fordi betongelementene
produseres på Lierskogen i Asker. Mens stålspunt ville
vært produsert i Polen.
En stabil elvekant er sikret gjennom spuntvegg i en
dybde på cirka seks meter ned under ferdigmudret
elvebunn og fire meter over elvebunnen. Det ble mudret
3800 m3 sedimenter som ble lagt inn bak
betongspuntveggen.
Selve spuntveggen ble dekket av tett fiberduk på
innsiden for å unngå partikkelflukt under mudring og
erosjon i ettertid. Massene ble stabilisert med en
blanding av sement og granulert masovnsslagg (Merit).
Merit ble i hovedsak tilsatt for å forbedre styrkeutviklingen over tid.
Eksterne referanser med flere detaljer om tiltaksprosjektet finnes under – ref. 1 – ref. 2.
Bærum kommune anser prosjektet som vellykket med høy grad av måloppnåelse. Behov for opprydding i
Sandvikselva kombinert med utbyggingsplaner for Kadettangen ble løst effektivt, selv om kostnadene ble noe
høyere enn forventet.
C:\Users\roko\Dropbox\Hav møter land\DEN GRØNNE MANUAL_17.01.13.docx
15.7 Kongsgårdbukta, Kristiansand
Oppryddingsprosjektet i Kongsgårdsbukta var en del av den
helhetlige opprydding i Kristiansandsfjorden. Topplaget på
sjøbunnen utenfor Kongsgårdbukta har vært moderat til sterkt
forurenset av miljøgiftene PCB og PAH og moderat forurenset
mht. tungmetaller. Under topplaget var sedimentene markert til
meget sterk forurenset av de samme miljøgiftene. Forurensning
skyldes lang tids bruk av området til utfylling og avfallsdeponering
(det største i kommunal drift 1940-1970), samt tidligere utslipp fra
industri. Deponiene har også mottatt store mengder industriavfall
og miljøgiftene har lekket til sjøen. Det forurensede området
utgjorde et areal på ca. 25.000 m².
Et manglende lokalt deponeringsalternativ var en av de utløsende
faktorene for etablering av et nytt strandkantdeponi. Det ble derfor
utviklet en kombinert tiltaksplan, hvor følgende inngikk:
•
•
•
•
•
Bygging av nytt havneanlegg med tett kai.
Etablering av et deponi og demning med filter.
Prestebekken ble omlagt i tett kulvert.
Grøntområde med turvei langs Prestebekken.
Opprusting av området til næringsformål.
Tegning/prinsippskisse for anlegget
Kart med plassering av deponiet
Deponiet som hadde en kapasitet på 70.000 m³, ble ferdigstilt i
januar 2006 og er etablert i tilknytning til et gammelt avfallsdeponi
(Klif A-lokalitet). Prosjektet var et spleiselag mellom Kristiansand
kommune, hvor flere kommunale etater bidro og SFT/Klif. med
NOK 19 mill. Totalkostnad for arbeidene land og sjø for
prosjektet, ble ca. NOK 50 mill. Måloppnåelsen for
deponiprosjektet ble anset som svært god.
Totalt viser oppryddingsprosjektene i Kristiansandsfjorden så
langt, hvordan man kostnadseffektivt kan kombinere større og
mindre oppryddings- og utviklingsbehov. Flere forurensede
områder er ryddet.
Foto Frode Rosland
Marvika sjøområde ble sugemudret første halvdel av 2009. Forsvaret/Skifte Eiendom var ansvarlig tiltakshaver
for oppryddingstiltaket. Massene ble pumpet direkte inn i strandkantdeponiet i Kongsgårdbukta. Samlet areal,
inklusive opprydding i Torsvika-området, var på ca. 70 000 m².
Sedimentopprydding i de lokale småbåthavnene i Kristiansandsfjorden; Auglandsbukta (ca. 20 000 m³ +
tilleggsmudring 2007), Christiansholm (ca. 20 000 m³) og Justvik (ca. 5000 m³). Totalt ble 77 000 m² sjøbunn
sugemudret og mudringsmassene levert til strandkantdeponiet i Kongsgårdsbukta. En av erfaringene fra tiltakene
var at småbåthavnene ofte er befengt med mye avfall på sjøbunnen som hindrer effektiv sugemudring.
Totale har man brukt NOK 67 mill. på tiltak i sjøområdene i Kristiansandsfjorden.
C:\Users\roko\Dropbox\Hav møter land\DEN GRØNNE MANUAL_17.01.13.docx
16
Internasjonale prosjekter
I dette kapittelet er det tatt med et par klassiske internasjonale oppryddingsprosjekter for å synliggjøre at våre
utfordringer med hensyn til forurensede sedimenter i Norden i fremtiden, anses for å bli håndterbare. Oppstarten
av de to valgte prosjektene ligger i tid ca. 20 år fra hverandre i tid, men belyser hvor omfattende oppbyggingen
av et tiltaksprosjekt egentlig er, at tilnærmingen må skje trinnvis og hvilket dokumentasjonsbehov som må
dekkes, før endelige beslutninger tas (jf. manualens modell for tiltaksplaner). Presentasjonene er svært forenklet,
med et utvalg henvisninger og det anbefales et selvstudium.
C:\Users\roko\Dropbox\Hav møter land\DEN GRØNNE MANUAL_17.01.13.docx
16.1 New Bedford Harbor Capping
Et av de største oppryddingsprosjektene vi kjenner, både i
omfang og tidshorisont, er tiltakene mot PCBforurensningen i Superfund prosjektet "The New Bedford
Harbor and Upper Acushnet River Estuary Capping".
Etter intensiv kartlegging av forurensningssituasjonen
gjennom på 70- og 80-tallet, havnet lokaliteten New
Bedford Harbor i 1982 på den EPAs nasjonale prioriterte
liste over de verst forurensede lokalitetene i USA.
Etter 2 år med egnethetsstudium, forelå det i august 1884 en
utarbeidet tiltaksplan med oppryddingsalternativer.
Oppryddingsarealer i New Bedford Harbor (Foto EPA)
Online kart over oppryddingsområder
Men planen fikk mange innsigelser slik at EPA besluttet å
utføre en rekke tilleggsundersøkelser. Blant annet var det
behov for en Engineering Feasibility Study (EFS), knyttet
til spredning ved mudrings- og deponeringsløsningene.
Denne ble utført av US ACE hvor den nasjonale ekspertisen
var plassert og studien ble avsluttet i 1988 (se f. eks. US
ACE rapport no. 6).
Det ble besluttet å konstruere en deponeringscelle (CAD)
med overdekking. Kort fortalt skulle cellen graves ut i
sjøbunnen, fylles opp med det forurensede mudringsmateriale fra hydraulisk mudring og dekkes med 35 cm
renere materiale (se prinsippet fjerne og isolere – metoder
for deponering i sjø). Dette er kun et av prinsippene som
etter hvert er implementert i oppryddingen som ennå i 2012
ikke er avsluttet.
Forenklet skisse av konstruksjon av deponicelle (CAD)
På EPA-prosjektsiden "New Bedford Harbor tiltaksplan –
tekniske dokumenter og miljødata", beskrives forarbeidet,
utarbeidelse av tiltaksalternativer, testing, utvikling og
gjennomføring, overvåking gjennom 30 år, samt det videre
arbeid i ca. 225 dokumenter med vedlegg.
Offisiell informasjon om prosjektet kan finnes på EPA-prosjektsiden "Havneoppryddingen" (Harbor cleanup),
hvor det bl.a. finnes flere informasjons- og motivasjonsvideoer Video 1 (slideshow) og Video 2.
Noen stemningsbilder fra New Bedford Harbor 30 år etter (Foto The Urban Pantheist og US Sailing)
C:\Users\roko\Dropbox\Hav møter land\DEN GRØNNE MANUAL_17.01.13.docx
16.2 Palos Verdes Shelf Capping
Overdekking av sedimenter på sokkelen utenfor Palos
Verdes i California, som er sterkt forurenset etter av mer
enn 1000 tonn DDT, er trolig verdens største og best
dokumenterte overdekking på dypt vann. De mest
forurensede sedimentene befant seg på rundt 80-90 m dyp,
men tiltaksområdet på 44 km² strak seg ned til 200 m.
Fullskalaprosjektet ble utført av US ACE og kostet rundt $
140 mill.
Etter en inngående egnethetsstudie, ble det besluttet å
gjennomføre et pilotprosjekt. I pilotprosjektet skulle
korttidseffektene av overdekking av DDT-forurensede
sedimenter, med rene materialer, evalueres. Det skulle også
avklares om resultatene var avhengig av variable som
overdekkingsmaterialet, deponerings-teknikk eller vanndyp.
Fordeling av DDT i sedimentene utenfor Palos Verdes
Pilotprosjektet var en del av myndighetenes (US EPA)
beslutningsgrunnlag
med
hensyn
på
fullskala
implementering. US ACE sto for gjennomføringen av
pilotprosjektet som kostet rundt $ 5 mill. i 2000-2001.
Prosjektet ved Palos Verdes, er svært godt dokumentert
gjennom hele prosessen og anses for å være det aller beste
grunnlag en kan hente erfaringer fra, i utviklingen av egne
overdekkingsprosjekter. Følgende dokumenter og anbefalt
lesning, kan hentes fra nettsiden US EPA Pacific
Southwest, Region 9:
Pilot capping celler utenfor Palos Verdes
●
Foreslått tiltaksplan - Proposed Plan (2009)
●
Endelig rapport egnethetsstudium31 - Final Feasibility Study
●
Endelig rapport for tiltaksundersøkelsen - Remediation Investigation Report
●
Rapport over geoteknisk målinger - Geotechnical Measurement Report
●
Endelig rapport for studium av sedimentdeponering - Sediment Displacement Study
●
Field Pilot Study of In Situ Capping of Palos Verdes Shelf Contaminated Sediments
Palos Verdes sediment, før og etter overdekking
31
Feasibility study
C:\Users\roko\Dropbox\Hav møter land\DEN GRØNNE MANUAL_17.01.13.docx
17
Etterskrift
Etter mer enn 20 år med omfattende miljøkartlegging og overvåking av havner, fjorder og kystområder i Norge,
kan det sies at problemkomplekset knyttet til forurensede sedimenter er tilstrekkelig kjent. Parallelt med arbeidet
med å lukke datahullene, har det foregått en periode med intensive utredninger omkring bærekraftige
oppryddingsløsninger for sedimenter.
Forsøket på å harmonisere utredningsarbeidet på fylkesnivå, må sies å være forholdsvis vellykket og det
foreligger nå et solid informasjonsgrunnlag, til å ta fatt på neste trinn i utviklingen. Allerede for 10-12 år siden
ble ambisjonsnivået for den nasjonale oppryddingen satt og kostnadene beregnet i detalj. Kostnadene var basert
på den faktiske miljøsituasjonen vi hadde i Norge den gangen og erfaringer fra internasjonal implementering av
oppryddingsteknologier.
Ved gjennomgangen av den historiske utviklingen nasjonalt, det nasjonale kunnskapsnivået og tilgjengelighet av
kostnadseffektive tiltaksalternativer, synes ikke fremdriften i det fysiske oppryddingsarbeidet å være optimal.
Drivkreftene for å gjennomføre oppryddingstiltakene i prioriterte områder, synes heller ikke å være knyttet til de
faktiske miljøproblemene vi står overfor, men hovedsakelig styrt av vikarierende behov for samfunnsmessig
utvikling. I stor grad synes samferdsel, havn og vei, å være utløsende faktorer for å rydde opp i miljøet.
Forurensningsstatus pr i dag er at vi er beheftet med mer enn 100 høyt prioriterte lokaliteter, hvorav 30-40 % av
disse sjøområdene i sin tur er beheftet med råd og eller restriksjoner på konsum og omsetning av sjømaten.
Forekomstene av miljøgifter blir stadig mer omgripende og tilfeller hvor vi før mente at all innsatsen hadde ført
oss på rett vei, opplever vi tilbakeslag, for eksempel som i Grenlandsfjordene.
Miljøgifter som PCB og DDT dukker opp i 1-2 år gamle blåskjell på Vestlandet eller i nylagte fugleegg nordpå.
Og dette 30-40 år etter utfasing av stoffene ble iverksatt. Videre fører belastningen til tvekjønnet fisk og pattedyr
i stadig økende takt, spesielt i nordområdene. Vi kan derfor ikke la den nasjonale opprydding fremover, styres av
at tilfeldige prosjekter som dukker opp via samferdselsbehov og kommersielle utviklingsbehov. Vi kan vel heller
ikke utsette dette arbeidet i påvente av at vi får dekket vår nasjonale kunnskapsmangel, når nærmest all tenkelig
teknologi allerede er tilgjengelig.
Vi må faktisk ikke glemme at opprydding i forurensede sedimenter har pågått internasjonalt siden tidlig på 60tallet. En verdensledende aktør innen oppryddingsteknologi US Army Corps of Engineers produsert som kjent
140 rapporter i perioden fra 1972 til 1992, som kun omhandlet mudringsteknologi. I 1992 bestemte Norge seg
for å ta fatt på det nasjonale oppryddingsarbeidet gjennom utarbeidelse av Handlingsplanen.
C:\Users\roko\Dropbox\Hav møter land\DEN GRØNNE MANUAL_17.01.13.docx
Et tiår senere bruker vi flere titalls millioner kroner på å finne ut om vi selv er i stand til å mudre og deponere
sedimenter på grunt vann. Videre om vi var i stand til å dumpe sand på sjøbunnen eller kjøre
beregningsmodeller. Kanskje var det nødvendig å få sjekket ut disse aktivitetene, men det kan vel i ettertid anses
for å være svært dyrekjøpte erfaringer.
Dog er det gjennomført flere storskala prosjekter med god måloppnåelse i Norge de siste årene, men ofte blir
sluttkostnadene uventet høye. Kanskje skyldes dette manglende kunnskapsoverføring eller manglende vilje til å
utnytte internasjonal kunnskap. Man kan rettmessig argumentere mot, med at mange teknologier ikke er egnet
for våre noe særegne forhold. Men mangfoldet av utviklede teknologi er stort og ikke minst har nye BATløsninger kommet til. Så det er viktig for det videre arbeidet i Norge og etter hvert som våre naboland tar fatt på
sine egne miljøutfordringer, at saksbehandlere og beslutningstakere ser utfordringene med nye briller.
Kanskje Den Grønne Manualen kan fungere som et utgangspunkt for at vi sammen ser muligheter og
alternativer, tar innovative valg og beslutninger, på nye veier frem til et giftfritt miljø (St.meld. nr. 14).
C:\Users\roko\Dropbox\Hav møter land\DEN GRØNNE MANUAL_17.01.13.docx
Om projekt Hav möter Land
Klimat, vatten, samhällsplanering tillsammans
Hav möter Land samlar 26 organisationer
i Sverige, Norge och Danmark. Vi samarbetar om klimat, vatten och samhällsplanering för Kattegat och Skagerrak.
Våra resultat är användbara för beslutsfattare, planläggare, forskare och förvaltare av naturresurser.
Klimatet förändrar våra möjligheter att bo
och livnära oss här. Vi tar fram gemensam
kunskap för gemensam beredskap.
I projektet arbetar kommuner, regioner,
universitet och statliga myndigheter
tillsammans. EU är med och finansierar
projektet genom Interreg IVA.
Hjälp gärna till på www.havmoterland.se.
Partners
Länsstyrelsen i Västra
Götalands län
Østfold fylkeskommune
Artdatabanken
Aust-Agder fylkeskommune
Buskerud fylkeskommune
Falkenbergs kommun
Fylkesmannen i Aust-Agder
Fylkesmannen i Buskerud
Fylkesmannen i Telemark
Fylkesmannen i Vestfold
Fylkesmannen i Østfold
Göteborgs universitet
Havs- och vattenmyndigheten
Kungsbacka kommun
Larvik kommune
Lysekils kommun
Länsstyrelsen i Hallands län
Nøtterøy kommune
Orust kommun och
projekt 8 fjordar
Region Halland
SMHI
Sotenäs kommun
Telemark fylkeskommune
Vestfold fylkeskomune
Västra Götalandsregionen
Århus Universitet
Den grønne manual
Tiltaksmetoder og opprydding i sedimenter i Norge
Gjennomgång av
• relevante metoder for håndtering av forurensede sedimenter
• tiltaks- og oppryddingsalternativer
• kontroll og overvåking av tiltaksprosjektene
• gjeldende myndighetskrav knyttet til opprydning
En oversikt over status i arbeidet med forurensede marine sediment i Norge.
Hav möter Land
Projekt Hav möter Land samlar 26 kommuner, regioner, universitet och
statliga myndigheter i Sverige, Norge och Danmark. Vi samarbetar om
klimat, vatten och samhällsplanering för Kattegat och Skagerrak. Våra
resultat är användbara för beslutsfattare, planläggare, forskare och
förvaltare av naturresurser. Klimatet förändrar våra möjligheter att
bo och livnära oss här. Vi tar fram gemensam kunskap för gemensam
beredskap. EU är med och finansierar projektet genom Interreg IVA.
www.havmoterland.se