Utarbeiding av tiltaksplan for Kollevågen nedlagte avfallsdeponi. Sluttrapport

Transkript

1 Utarbeiding av tiltaksplan for Kollevågen nedlagte avfallsdeponi Sluttrapport R 2. juli 2014 Rev. nr.: 1, 26. august 2014

2

3 Prosjekt Prosjekt: Utarbeiding av tiltaksplan for Kollevågen nedlagte avfallsdeponi Dokumenttittel: Sluttrapport Dokumentnr.: R Dato: 2. juli 2014 Rev. nr./rev. dato: 1, 26. august 2014 Oppdragsgiver Oppdragsgiver: Bergen Kommune, Grønn etat Kontaktperson: Lise Bjørnen og Fritz Hafner Kontraktreferanse: Kontrakt signert 17/1-14 For NGI Prosjektleder: Utarbeidet av: Kontrollert av: Arne Pettersen Gøril Aasen Slinde, Marte Haave og Anita Whitlock Nybakk Espen Eek Sammendrag Kollevågen var Bergen kommunes avfallsdeponi for usortert avfall i perioden (Multiconsult, 2002). Deponiet består hovedsakelig av husholdningsavfall, men det antas at noe også er industriavfall. Deponiet består av fire mindre deponier som er plassert i langgrunne viker, med en naturlig avgrensning i bakkant mot fjell. Størrelsen på deponiet antas å være i størrelsesorden m 3. I 2005 ble det Vestrevågen i indre del av Kollevågen tildekket. NGI og SAM Marin har på oppdrag fra Bergen kommune, Grønn etat undersøkt avfallsdeponiet i indre del av Kollevågen. Tiltaksområdet har blitt undersøk med multistråle ekkolodd, ROV, sedimentprøver, diffusjonskamre og passive prøvetaker (POM). Det har blitt tatt vannprøver av bekker som ender ut i tiltaksområdet. Sedimentet utenfor tiltaksområdet har også blitt prøvetatt og undersøkt med diffusjonskammer og passive prøvetakerer (POM). P:\2013\07\ \Leveransedokumenter\Rapport\ R_rev 01.docx

4 Sammendrag (forts.) Dokumentnr.: R Rev. nr.: 1 Side: 4 Basert på tidligere undersøkelser og resultatene i denne undersøkelsen er behov for tiltak for å oppnå tidligere definerte miljømål vurdert. To alternative tiltak er beskrevet og kostander for prosjektering og gjennomføring av disse er estimert. Resultatene fra overvåkningen viser at miljøtilstanden i området forbedret seg forbigående i perioden Etter 2008 har miljøtilstanden vært uforandret eller forverret basert på resultater fra undersøkelser i sediment og i biota. Multistråle ekkeloddmålingene viser at det generelt var dypere i Kollevågen nå enn etter fullført tildekking i Dette kan ha sammenheng med at det etter tildekking har vært en komprimering av massene og nedbryting av søppel, som gir setninger. ROV undersøkelsen har vist at i enkelte områder, ved deponi 4 og i område C, er tildekkingen er helt eller delvis borte og det ligger hauger av søppel eksponert på sjøbunnen. Søppelet har blitt deponert langs en bratt bergvegg, som har ført til at tildekningen har blitt gjort i en skråning av søppel. ROV undersøkelsen avdekket en sprekk mellom søppelfyllingen og bergveggen i bakkant. Skaden i tildekkingen kan skyldes erosjon av tildekkingsmassen eller dårlig stabilitet i skråningen eller en kombinasjon av disse faktorene. Undersøkelsene viser at den kjemiske tilstanden i overflatesedimentene i tiltaksområdet er relativt god (klasse I II, bortsett fra på to stasjoner), men i området rett utenfor tiltaksområdet har sedimentene forhøyede og økende konsentrasjoner av miljøgifter. Årsaken til denne økningen er uklar. To mekanismer kan forklare disse observasjonene: 1) Forurensede partikler eller forurensing løst i vann spres fra fyllingen og transporteres ut av tiltaksområdet, festes til partikler og sedimenterer i området utenfor. 2) Forurensning spres fra andre kilder i området utenfor selve Kollevågen og sedimenterer i de dype områdene like utenfor Kollevågen. Både et større industriområde like vest for Kollevågen eller bidrag fra land kan vær mulige kilder. For å kunne møte miljømålene om å at området skal være egnet for bading og at spredning av partikler skal stanses anbefales det å utbedre den eksisterende tildekkingen av avfallsdeponiet. To hovedkonsepter for gjennomføring av en slik utbedring er vurdert: 1. Utslakning av skråningene og ny tildekking i de områdene der det er påvist skade 2. Utslakning av skråningene for å gi best mulig stabilitet i alle områder av deponiet. Ny tildekking av området. Utbedring gjøres også der hvor det ikke er observert skade i tildekkingen, men der skråningen har lav sikkerhet slik at ytterligere setninger kan tenkes å gi nye skader i tildekkingen. Disse alternativene tar sikte på å forbedre den eksisterende tildekkingen av deponiet slik at den vil isolere avfallet fra det marine miljøet og hindre erosjon av tildekkingen og avfallet. Det er ikke inkludert et design som skal sørge for å hindre transport av forurensning med grunnvann og tidevann ut av fyllingen. P:\2013\07\ \Leveransedokumenter\Rapport\ R_rev 01.docx

5 Sammendrag (forts.) Dokumentnr.: R Rev. nr.: 1 Side: 5 Det anbefales også å undersøke mulige andre aktive kilder inne i Kollevågen og utenfor selve tiltaksområdet for å kunne identifisere kilden til den forurensningen som er funnet i sedimentet utenfor tiltaksområdet. Disse tiltakene er kostnadsestimert til: Alternativ 1) Reparasjon av skadede områder Sum Alternativ 2) tildekking i hele området Sum knok knok P:\2013\07\ \Leveransedokumenter\Rapport\ R_rev 01.docx

6 Dokumentnr.: R Rev. nr.: 1 Side: 6 Innhold 1 Innledning Områdebeskrivelse Historikk Overvåkning etter tildekking 14 2 Feltundersøkelser Bunnkartlegging ROV-undersøkelser Sediment- og vannprøvetaking Kontroll av tildekkingens effekt med diffusjonskamre og passive prøvetakere Porevann 22 3 Resultater Bunnkartlegging ROV-undersøkelser Prøvetaking av sediment Prøvetaking av vann Utlekking av miljøgifter fra sjøbunnen, diffusjon i sediment-vann overgangen 37 4 Diskusjon og vurdering Vurdering av dagens overvåkningsprogram Vurdering av tildekningslaget Mulige kilder til miljøgifter i sedimentene Miljømål Tiltak Tildekking utenfor tiltaksområdet til avfallsdeponiet, ved kolle Referanser 62 Vedlegg A Vedlegg B Vedlegg C Vedlegg D Multiståle ekkolodd kart ROV undersøkelsen Feltnotater Analysebevis Kontroll- og referanseside P:\2013\07\ \Leveransedokumenter\Rapport\ R_rev 01.docx

7 Dokumentnr.: R Rev. nr.: 1 Side: 7 1 Innledning NGI og SAM Marin har blitt engasjert av Bergen kommune, grønn etat til å utarbeide tiltaksplan for Kollevågen avfallsdeponi på Askøy. I 2005 ble det indre del av Kollevågen tildekket. For å vurdere effekten av tiltaket og om miljømålene i tillatelsen ble/blir overholdt, har det vært gjennomført et årlig overvåkningsprogram som skal gå frem til For tiltaket som ble utført i 2005 var det satt følgende miljømål (Multiconsult, 2005): 1. Egnethet klasse 2 for bading og rekreasjon i henhold til kravene i SFTveileder 97:03 "Klassifisering av miljøkvalitet i fjorder og kystfarvann". 2. Kollevågen skal ikke ha en negativ effekt på miljøtilstanden i nærliggende sjøområder (Hauglandsosen) og Byfjorden. Miljøtilstanden i biota (dyr og planter) skal på sikt bli minst like god som i Hauglandsosen. 3. Tidevannets påvirkning på avfallsfyllingene skal reduseres slik at potensialet for utvasking av miljøgifter reduseres. Spredning av eventuell partikkelbundet forurensning skal stanses. Resultatene fra overvåkningen viser at miljøtilstanden i området forbedret seg forbigående i perioden , men etterpå ikke har hatt en videre forbedring som ventet. Blant annet viste overvåkningen i 2012 konsentrasjoner av Polyklorerte bifenyler (PCB) i sedimentene i tilstandsklasse IV (Uni Research Miljø, 2013). Det er også målt høye konsentrasjoner av Polysykliske aromatiske hydrokarboner (PAH) og tungmetaller (tilstandsklasse V) ved enkelte av prøvepunktene. Bunndyrsanalysen utført i 2012 viser dessuten svært lav diversitet, selv om dette ikke antas å skyldes den høye miljøgiftbelastningen, men naturlige forhold ved prøvepunktet (Uni Research Miljø, personlig meddelelse). Dette betyr at flere av parameterene som er undersøkt i overvåkningen ikke tilfredsstiller miljømålene som ble fastsatt i På bakgrunn av dette har Miljødirektoratet i brev datert gitt pålegg om utarbeidelse av tiltaksplan for Kollevågen avfallsdeponi. Måle med tiltaksplanen skal være å utrede hvordan miljømålene for Kollevågen avfallsdeponi, fastlagt i SFTs tillatelse datert , skal oppnås. Dette innebærer å foreslå og vurdere tiltak som vil stans, fjerne eller begrense virkningen av påvist forurensning, slik at det ikke er fare for menneskelig helse og/eller miljø på kort eller lang sikt. P:\2013\07\ \Leveransedokumenter\Rapport\ R_rev 01.docx

8 Dokumentnr.: R Rev. nr.: 1 Side: Områdebeskrivelse Figur 1 Lokalisering av Kollevågen, vest på Askøy. Kollevågen ligger på vestsiden av Askøy i Askøy kommune og er en fjordarm til Hjeltefjorden, Figur 1. Vågen er ca. 20 meter på det dypeste og har en terskel på 14 meter, Figur 2. P:\2013\07\ \Leveransedokumenter\Rapport\ R_rev 01.docx

9 Dokumentnr.: R Rev. nr.: 1 Side: 9 Figur 2 Kollevågen. Tiltaksområdet er markert med rød ring. Utklipp fra digitalt sjøkart Historikk Kollevågen var Bergen kommunes avfallsdeponi for usortert avfall i perioden (Multiconsult, 2002). Deponiet består hovedsakelig av husholdningsavfall, men det antas at noe også er industriavfall. Deponiet består av fire mindre deponier som er plassert i langgrunne viker, med en naturlig avgrensning i bakkant mot fjell. Størrelsen på deponiet antas å være i størrelsesorden m 3. (Multiconsult, 2005) Avfallet ble fraktet i lektere og mesteparten (90%) er deponert i sjøen. I perioden 1975 til 1982 ble avfall tatt på land, tildekket og området ble gjort om til friluftsområde. Fyllingen ble dekket med skjellsand og noe ble dekket av et jordlag og sådd til eller beplantet (Multiconsult, 2002). Området ble tilrettelagt som friluftsområde og offisielt åpnet i 1983, Figur 3. P:\2013\07\ \Leveransedokumenter\Rapport\ R_rev 01.docx

10 Dokumentnr.: R Rev. nr.: 1 Side: 10 Figur 3 Kollevågen. Bilde hentet fra Bergen og Omland Friluftsråd. Miljøtekniske undersøkelser ble gjennomført i 1997, og med bakgrunn i resultatene fra undersøkelsene ble det gitt varsel om pålegg om tiltak i 1998 (Uni Research Miljø, 2013). Kollevågen-området og Hauglandsosen har blir undersøkt en rekke ganger, blant annet i 1984 (IBM, 1985), 1993 (IBM, 1995), 1994 (NIVA, 1995), 1996 (Myhre, 1998), 1997 (Instanes, 1997), 2004 (IFM), 2010 (Uni Research Miljø, 2011) og 2012 (Uni Research Miljø, 2013). Det er påvist høye PCB-konsentrasjoner i flere av undersøkelsene. Undersøkelser gjort av Multiconsult i 2004 (Multiconsult, 2004) viste at i tillegg til det deponerte avfallet, var sedimentene i området så forurenset at også de burde regnes som en kilde til spredning. Sedimentene var forurenset av PAH, PCB, TBT og noen tungmetaller. P:\2013\07\ \Leveransedokumenter\Rapport\ R_rev 01.docx

11 Dokumentnr.: R Rev. nr.: 1 Side: Beskrivelse av tildekking Tildekkingen ble utført av Sjøentreprenøren AS. Multiconsult AS hadde ansvaret for prosjektering og vært miljørådgiver under utførelsen av tildekkingen. Arbeidene startet i november 2004 og avsluttet i juni (Multiconsult, 2005) Det følgende oppsummerer arbeidet som ble gjort med tildekkingen (fra Multiconsult 2005). En skjematisk fremstilling av tildekkingen er gitt Figur 4. Det planlagte arbeidet den gang omfattet utjevning av skråninger, tildekking av området mellom avfallsfyllingene og tildekking og erosjonssikring av avfallsfyllingene. Ved inspeksjon etter tildekking ble det oppdaget behov for noe tilleggsarbeider. I Multiconsult (2005) skrives det at etter videoinspeksjon av området ble det ikke sett på som nødvendig å rydde avfall på sjøbunnen før tildekking. I epost fra utførende entreprenør (Sjøentreprenøren) til Bergen kommune datert 16. mai 2014 bekreftes det at sjøbunnen ikke ble justert, og dermed tildekket med duk og grus over fyllingene slik som de var. Entreprenøren påpeker at tildekking på en ustabil fylling kan føre til ulik setning, som igjen kan føre til rift i duk. P:\2013\07\ \Leveransedokumenter\Rapport\ R_rev 01.docx

12 Dokumentnr.: R Rev. nr.: 1 Side: 12 Figur 4 Oversikt over arbeider utført med tildekking av tiltaksområdet. Nummereringen viser til tiltakene utført, som også beskrives i tekst. De røde strekene viser omtrentlig avgrensing av de fire fyllingene i sjø (Multiconsult, 2005). P:\2013\07\ \Leveransedokumenter\Rapport\ R_rev 01.docx

13 Tildekkingen under kote -3 ble utført med splittlekter, mens i grunnere områder ble tildekkingen gjort direkte fra lastebåt via et bevegelig transportbånd. Nærmest land ble masser lagt ut med gravemaskin. I områder med helning, ble massene lagt ut fra de dypeste områdene og mot de grunneste. Slik som NGI forstår, er det brukt tre ulike typer duker i arbeidet. En type kalles armeringsduk, og legges ut før tildekkingsmassene i det flate området i vågen. Dette for at de bløte bunnsedimentene ikke skulle blandes inn i tildekkingsmassene. En annen type kalles fiberduk, og ble lagt ut mellom tildekkingsmasser og erosjonssikringsmasser over avfallsfyllingene. Denne duken er ikke like sterk som armeringsduken. I tillegg er det benyttet grovmasket geonett i et område som var svært skrått utenfor deponi 4. (Personlig meddelelse, Solveig Lone, Multiconsult, ) En del av avfallet har blitt lagt ut i skråninger i vågen, og før arbeidene med tildekking ble startet ble det ifølge Multiconsult (2005) lagt ut masser for å begrense helningen i skråningene med større helning enn 1:2. Dette gjaldt spesielt i området mellom avfallsfylling 3 og 4, men også i et mindre område på avfallsfylling 1. Det ble benyttet løsmasser i fraksjonen 0-32 mm i arbeidet. Etter utjevning av eventuelle bratte avfallsskråninger ble deponiene 1-4 dekket til med tildekkingsmasser (0-32 mm) i et lag på 0,5 m, etterfulgt av fiberduk, og deretter erosjonssikring av løsmasser (0-64 mm) på 0,3 m. Avslutningsvis ble det i strandsonene dekket med skjellsand (deponi 1 og 2) eller nøttesingel (deponi 3 og 4). Avfallsfyllingenes utbredelse kan omtrentlig sees i Figur 4, der fyllingene avsluttes der vågen flater ut (blått område). I området midt i vågen, kalt midtdeponiet, ble det lagt ut armeringsduk. Duken ble dekket med minimum 0,5 m med løsmasser (0-32 mm). Tildekkingen ble utført med splittlekter, med et overlapp på 10 m for hvert lass. Dykker kontrollerte tykkelsen på tildekkingen ved å lese av utplasserte målestaver. Under inspeksjon ble det oppdaget behov for ytterligere tildekking i tre områder, på grunn av observasjoner av mye søppel og knust glass på sjøbunnen. Områdene ble navngitt område A, B og C, og omtrentlig plassering vises i Figur 4. I områdene A og B ble det dekket til med minimum 0,5 m med løsmasser (0-32 mm). I område C ble det dekket til med 0,3 m av samme fraksjon, etterfulgt av fiberduk for å hindre utvasking og 0,5 m med sprengstein som erosjonssikring. Innerst i Kollevågen ved avfallsdeponi 3, var helningen så bratt at laget med erosjonssikring skled av fiberduken. Området med erosjonssikring ble derfor utvidet for økt stabilitet, samtidig som tykkelsen på laget ble økt fra 0,25 m til 0,5m. Dokumentnr.: R Rev. nr.: 1 Side: 13 P:\2013\07\ \Leveransedokumenter\Rapport\ R_rev 01.docx

14 I midtdeponiet ligger det tre båtvrak som ble oppdaget under forundersøkelsene til tildekkingen i Båtvrakene er synlige i Figur 4. Det ble skåret hull i armeringsduken, og den ble tredd over vrakene. Vrakene og nærliggende områder ble dekket til med løsmasser før resten av midtdeponiet ble dekket med fiberduk og løsmasser. I fyllingsfronten til avfallsdeponi 4 ble det oppdaget brudd i tildekkingen. Denne fyllingen er den av nyest dato, samt at fyllingsfronten her er brattest. I bruddsonen ble det forsøkt tildekket igjen, men det ble etter dette funnet nok et brudd et annet sted i fyllingsfronten. Observasjonene tydet på stabilitetsproblemer i fyllingen. Før tildekking ble det bygd opp med fyllmasser fra foten av fyllingen, det ble lagt på geonett over det synlige søppelet langs bergveggen, som igjen ble dekket med løsmasser (0-32 mm). Etter denne tildekkingen ble det ikke observert brudd. Noen områder i Kollevågen ble sett på som ekstra utsatt for bølgeerosjon. Her ble det plastret med steinfylling for erosjonssikring. Dette ble utført i sørøst-hjørnet av avfallsdeponi 3 og 4, samt på det sørligste neset i avfallsfylling 2, inn mot gangveien mellom avfallsfylling 1 og Overvåkning etter tildekking Det ble tatt prøver både før og under tiltaket (IMB, 2005). Etter tiltaket har Kollevågen blitt overvåket. Det er planlagt overvåkning frem til Per dags dato har det blitt gjennomført 7 runder med prøvetaking etter tiltaket ble gjennomført (Uni Research Miljø, 2013). Figur 5 viser oversikt over prøvetakingen gjort av Uni Research Miljø i 2012 (Uni Research Miljø, 2013). Dokumentnr.: R Rev. nr.: 1 Side: 14 P:\2013\07\ \Leveransedokumenter\Rapport\ R_rev 01.docx

15 Dokumentnr.: R Rev. nr.: 1 Side: 15 Figur 5 Oversikt over prøvetaking i Kollevågen, hentet fra Uni Research Miljø (2013) Overvåkningsprogrammet har omfattet innsamling av blåskjell og fisk, utsetting av sedimentfeller, vannprøvetaking, prøver av bunnsedimenter for både biologi og kjemi, samt undersøkelse med ROV, vist i Figur 5. Ikke alle prøvetyper er innsamlet hvert år. I det følgende oppsummeres de resultater fra Uni Research Miljø (2012) som kan sammenlignes med resultatene fra årets undersøkelse. De biologiske resultatene fra 2012 omtales i kapittel 4.1 i denne rapporten. Resultatene fra kjemisk analyse av bunnsedimentene viser at konsentrasjonen av PCB-7 generelt har gått gradvis nedover siden tildekkingen ble fullført, men at noen av stasjonene har vist en økning i sedimentene etter 2008, blant annet i Kolle 1 og Kolle 5. P:\2013\07\ \Leveransedokumenter\Rapport\ R_rev 01.docx

16 Dokumentnr.: R Rev. nr.: 1 Side: 16 Figur 6 Konsentrasjoner av PCB i sediment med standardavvik for Kolle 1 (venstre) og Kolle 2-5 (høyre) for For metaller viser analysene fra 2012 at det er varierende konsentrasjoner av miljøgifter i sedimentene. Høyeste konsentrasjoner av miljøgifter finner en i Kolle 1 og Kolle 5, der konsentrasjoner av Hg (Kolle 1), Cu (begge) og Zn (Kolle 5) er tilsvarende tilstandsklasse V. For PAH er konsentrasjonene gode til moderate, med unntak av Kolle 1 der konsentrasjonene er tilsvarende tilstandsklasse IV (dårlig miljøtilstand i henhold til veileder TA-2229/2007). Sedimentfeller har vært satt ut hvert år siden overvåkningen startet. Det har vært utplassert seks stasjoner, der nr. 1-3 ligger like i nærheten av Kolle 1 i det indre området, mens 4-6 ligger i det ytre området mellom Vardeneset og Tussholmen (se Figur 5). Resultatene fra undersøkelsene viser at konsentrasjonene av miljøgifter i de sedimenterende partikler er lavere i ytre Kollevågen enn i indre, og generelt at konsentrasjonene av PCB er nedadgående (Uni Research Miljø, 2013). 2 Feltundersøkelser Feltarbeidet i årets undersøkelse ble gjennomført i flere omganger. Først ble bunnkartlegging med multistråle ekkolodd utført, deretter ROV-undersøkelsene og til slutt sediment- og vannprøvetaking, samt diffusjonsmålinger. 2.1 Bunnkartlegging Bunnkartleggingen med multistråle ekkolodd ble utført 5. januar 2014 av ROV as. Kartleggingen ble utført med Kongsberg EM2040 svinger. Systemet tilfredsstiller P:\2013\07\ \Leveransedokumenter\Rapport\ R_rev 01.docx

17 høyeste IHO-standard (Internasjonal Hydrograpich Organization) og gir gode dybdedata med en punktlighet på ca. 1% av aktuelt vanndyp. Kart av målingene er gitt i vedlegg A. Bunnkotekartleggingen er blitt sammenlignet med en lignende undersøkelse gjennomført av Geoconsult etter fullført tildekking i 2005 (Geoconsult, 2005), og grunnlaget fra 2005 er blitt subtrahert fra grunnlaget fra Dokumentnr.: R Rev. nr.: 1 Side: ROV-undersøkelser ROV-undersøkelsene ble utført av ROV as den 8. januar Tilstede på båten var representant fra Uni Research Miljø. Kart i Figur 7 viser den planlagte ruten for ROVen. Figur 7 Kart som viser planlagt rute for ROVen i Kollevågen. ROV økten ble filmet og lagret, utvalgte stillbilder er vedlagt i rapport i vedlegg B. Om bord under gjennomføringen var det med person fra UNI Miljø. Videolink til NGIs kontor som viste video fra ROVen ble overført slik at også en person fra NGI kunne følge kjøringen i sanntid. Rutevalget for undervannsfilming med ROV ble basert bl.a. på data fra multistråleundersøkelsen som ble gjennomført først. P:\2013\07\ \Leveransedokumenter\Rapport\ R_rev 01.docx

18 2.3 Sediment- og vannprøvetaking Dokumentnr.: R Rev. nr.: 1 Side: 18 Det ble gjennomført sedimentprøvetaking den 14. januar og den 7. februar 2014, prøvepunkter er vist i Figur 9. Vannprøve ble tatt fra tilførselsbekkene ved å fylle prøveemballasje fra analyselaboratoriet direkte fra bekkevannet. Sedimentprøvetakningen ble utført med van veen grabb (Figur 8), der de øverste 10 cm ble tatt ut og overført til prøveemballasje levert fra analyselaboratoriet. Prøvene ble visuelt beskrevet i felt, frosset ved -20º C før kjemisk analyse. Prøvepunktene Kolle 1, Kolle 2, Kolle 5 og Kolle 10 ble prøvetatt med van Veen grabb (0,10 m 2 ) for et større prøvevolum (ca 5L) for gjennomføring av porevannsanalyse. Det ble innledningsvis prøvd å gjøre prøvetakning med kjerneprøvetaker (Figur 8) men denne metoden ble ikke benyttet fordi det ble for dårlig penetrasjon av sedimentet. Figur 8 Innledningsvis ble prøvetakingen forsøkt utført med kjerneprøvetaker (venstre). Prøvetakingen ble utført med van Veengrabb fra M/S Solvik (høyre). P:\2013\07\ \Leveransedokumenter\Rapport\ R_rev 01.docx

19 Dokumentnr.: R Rev. nr.: 1 Side: 19 Figur 9 Prøvepunkter for sedimentprøvetaking 2.4 Kontroll av tildekkingens effekt med diffusjonskamre og passive prøvetakere Utlekking av miljøgifter fra bunnsediment eller effekten av tildekking kan dokumenteres ved å måle reduksjon i tilgjengelighet av miljøgifter (endring i vannkonsentrasjon) samt reduksjon i fluks av miljøgifter fra sediment til vann. Dette gjøres ofte både før og etter at tiltak er gjennomført slik at endringen (effekten) er dokumentert. Målinger av organiske miljøgifter i vannprøver gir ofte lite informasjon om effekten av et tiltak fordi deteksjonsgrensene vanligvis vil være for høye. Bruk av passive prøvetakere er derfor et godt alternativ for å kunne detektere lave konsentrasjoner av organiske miljøgifter i sjøvann. P:\2013\07\ \Leveransedokumenter\Rapport\ R_rev 01.docx

20 Dokumentnr.: R Rev. nr.: 1 Side: Diffusjonskammer NGIs diffusjonskammer er utviklet for å måle utlekking av organiske miljøgifter fra sedimentoverflaten til vannet over sjøbunnen (Eek et al., 2010). Diffusjonskammeret avgrenser et areal av sjøbunnen og vannfasen like over sjøbunnen. Inne i øvre del av kammeret er det festet en passiv prøvetaker (SPMD i denne undersøkelsen) som binder de organiske miljøgiftene som utlekkingen skal bestemmes for. Dette materialet binder PAH og PCB fra vannfasen slik at denne hele tiden tømmes for disse stoffene. Lekkasje/mobilisering av PCB og PAH fra sjøbunnen måles som akkumulert mengde stoff i SPMD. Denne utlekkingen måles i kammeret ved at mengden PAH og PCB som er samlet opp i SPMDen over en bestemt tid måles (Figur 10) Flukskammer plassert på sjøbunnen Sorbent (infinite sink): SPMD eller silikon z Diffusivt grenselag inni kammeret Diffusivt grenselag utenfor kammeret Sediment C 0 Konsentrasjon i vannfasen C porevann SPMD sorbent inne i flukskammeret etter eksponering Figur 10 Skisse og bilder av diffusjonskammer for in-situ måling av transport fra sediment til overliggende vann. Kamrene står utplassert på sjøbunnen lenge nok til å få en målbar mengde analytt før de hentes inn, den organiske sorbenten (SPMD membranen) analyseres for mengde oppsamlet PAH og PCB. Spredningen kan beregnes fra mengde PAH og PCB i sorbenten, eksponeringstid og eksponert areal, og angis som mengde miljøgift pr. areal sjøbunn og tid (ng/m 2 /d). Utlekkingen som måles med diffusjonskammeret vil være et resultat av den tilgjengeligheten av PAH og PCB som er i sedimentene når kammeret plasseres på sjøbunnen. Utlekkingen fra sjøbunnen på det tildekkede området kan påvirkes av flere forhold: Transport gjennom tildekkingen Utlekking av PAH og PCB bundet til tildekkingsmaterialet Utlekking av PAH og PCB fra nytt sedimenterende materiale som har lagt seg på toppen av tildekkingen P:\2013\07\ \Leveransedokumenter\Rapport\ R_rev 01.docx

21 Under feltarbeidet ble det satt ut fem diffusjonskamre, samt tatt ut en feltblank. For å måle innhold i blankprøven, ble SPMD-membranen senket i vannet og tatt opp igjen umiddelbart. Diffusjonskamrene med SMPDene ble satt ut den 7. februar 2014 og hentet inn for analyse den 4. april 2014, etter 56 dager med eksponering på sjøbunnen Passive prøvetakere Passive prøvetakere er en effektiv metode for å bestemme konsentrasjonen av ulike organiske forbindelser løst i sjøvann. Metoden har en rekke fordeler og er et velegnet supplement til totalinnholdsbestemmelse med stikkprøver av vannmassene. Noen av styrkene ved metoden er: Metoden omfatter analyse av hydrofobe (fettløselige) stoffer som PAH (polysykliske aromatiske hydrokarboner) og PCB (syntetisk framstilte, polyklorerte bifenyler). Prøvetakerne står utplassert i en lengre tidsperiode slik at det bestemmes en tidsintegrert, gjennomsnittlig konsentrasjon. Metoden bestemmer andelen som ikke er bundet til partikulært materiale. Dette tilsvarer den biotilgjengelige andelen som potensielt kan tas opp av organismer. Metoden detekterer PAH og PCB ved svært lave konsentrasjoner som er vanskelig å oppnå med andre metoder (nedre bestemmelsesgrense til 0,1 pg/l for PCB, 1 pg/l for PAH). Det aktive materialet i disse passive prøvetakerne består av polymer av repeterende -CH2-O-CH2-O- enheter (polyoksymethylen, POM). Dette er utformet som 1 cm brede strimler med tykkelse 55µm. Dette tilsvarer en egenvekt på 0,6 g/m. I felt utplasseres de passive prøvetakerne i ønskede nivåer i vannkolonnen i oppankrede bøyerigger. Utstyret blir stående ute til det er oppnådd kjemisk likevekt mellom sjøvannet og prøvetakeren. Etter at utstyret er hentet inn blir de passive prøvetakerne opparbeidet i laboratorium og analysert med gasskromatograf koblet til et massespektrometer (GC-MS). Resultatene blir omregnet til konsentrasjonen av fritt løst PAH og PCB ut fra kjente likevektskonstanter (KPOM) for de ulike kongenerne. Under feltarbeidet ble det utplassert POM stasjonene der diffusjonskamre ble utplassert. For likevektsprøvetakerne er det tilstrekkelig med fire ukers kontakttid for POM (tykkelse 55 µm) å oppnå likevekt for både PAH og PCB (Cornelissen et al., 2008). Selv om POM var utplassert i en lengre periode, vil analyseresultatene representerer en tidsintegrert konsentrasjon for de 4 siste ukene POM var utplassert. Dokumentnr.: R Rev. nr.: 1 Side: 21 P:\2013\07\ \Leveransedokumenter\Rapport\ R_rev 01.docx

22 Dokumentnr.: R Rev. nr.: 1 Side: Porevann Bestemmelse av konsentrasjonen av metaller og organiske miljøgifter (PAH og PCB) i porevann ble gjennomført ved å prøveta sediment med van Veen grabb, og gjøre en modifisert ristetest etter NS-EN på dette materialet. For metaller og uorganiske parametre ble det gjennomført ristetest med standard 24 timers kontakttid med et væske til tørrstoff forhold (L/S) lik 10. Vannfase ble fraseparert, og analysert ved akkreditert laboratorium. For å bestemme porevannskonsentrasjonen av de organiske miljøgiftene ble det gjennomført ristetest med lang kontakttid tilsatt likevektsprøvetakeren POM. 3 Resultater 3.1 Bunnkartlegging Kartene fra bunnkartleggingen har blitt benyttet som grunnlag for oversiktskart til prøvepunktene, og ble også delvis benyttet for å avgjøre ROV-transektene. Figur 11 Bunnkotekartlegging som viser plassering av båtvrak i Kollevågen. Kartleggingen gav kartgrunnlag for hvordan batymetrien i området er i dag. Det avdekket mellom annet plassering av tre båter på bunnen av vågen (Figur 11) der det ene vraket er delvis skjult under ett av de andre vrakene. P:\2013\07\ \Leveransedokumenter\Rapport\ R_rev 01.docx

23 Det ble gjennomført en lignende undersøkelse i desember 2005, noen måneder etter at tildekkingsarbeidet var fullført. Kartgrunnlaget fra denne undersøkelsen ble trukket fra årets undersøkelse, for å se om det avdekkes endringer i batymetrien i området. Det vil være noen momenter ved dette kartgrunnlaget som gir usikkerheter. Kartene er forskjøvet i forhold til hverandre, omtrentlig 2 m i nord-sør retning. I øst-vest retningen er forskyvningen mindre, omtrentlig 0,5 m. Dette gir at små områder med endringer vil være usikre, da de kan være resultat av forskyvninger i kartene og ikke reelle endringer i batymetrien. Større områder som viser endringer vil representere endringer i bunnen. Undersøkelsene ble ikke utført med samme vertikale referansepunkt. Undersøkelsen fra 2014 ble gjennomført med referansepunkt laveste atmosfæriske tidevann (LAT) som tilsvarer sjøkartnull, mens kartet fra 2005 ble laget med nullnivå 1954 som referanse. Det er 0,9 m forskjell på disse referansenivåene (ref: som ble korrigert ved at det ble addert 0,9 m på kartgrunnlaget fra årets undersøkelse. Dokumentnr.: R Rev. nr.: 1 Side: 23 P:\2013\07\ \Leveransedokumenter\Rapport\ R_rev 01.docx

24 Dokumentnr.: R Rev. nr.: 1 Side: 24 Figur 12 Kartgrunnlaget fra 2014 minus kartgrunnlaget fra Rød og oransje farge viser områder der det har blitt dypere siden 2005, gule områder er det lite endring, mens i grønne områder er det blitt grunnere siden Volumberegninger utført på grunnlag av kartene for områdene viser at det generelt var grunnere i Kollevågen etter fullført tildekking i 2005, enn det er i dag. Dette kan ha sammenheng med at det etter tildekking har vært en komprimering av massene og nedbryting av søppel, som vil være naturlig for avfallsfyllinger. Av den røde fargen på Figur 12 ser en at dybden har økt i større grad i noen områder. Dette kan ha å gjøre med at det i disse områdene ikke lenger er tildekket, noe som kan stemme overens med observasjoner gjort under ROV kjøringen. Kartet i Figur 12 viser at det har vært endringer i batymetrien i tiltaksområdet siden fullført tildekking i 2005, noe som kan være en indikasjon på en viss endring av tildekkingslaget siden den gang. P:\2013\07\ \Leveransedokumenter\Rapport\ R_rev 01.docx

25 3.2 ROV-undersøkelser Dokumentnr.: R Rev. nr.: 1 Side: 25 Videoene fra ROV undersøkelsen er veldig informativ, og gir god informasjon om sjøbunnen i tiltaksområdet i Kollevågen. Rapport av ROV-undersøkelsen fra ROV as er gitt i vedlegg B. Viktige observasjoner kan også sees i Figur 20. ROV undersøkelsene har avdekket områder sandbunn hvor det ser ut som tildekkingen har fungert etter planen. Andre områder, hvor det har blitt tildekket med "nøttesingel", har også tildekkingen fungert som planlagt. Figur 13 viser eksempler på sjøbunn hvor tildekkingen ser ut til å ha ligget i ro. a b Figur 13 Bilde (a) viser sandbunn, mens bilde (b) viser grusbunn/"nøttesingel". Bilde (b) er tatt i et grunt område og ROV ligger helt i overflata Spredt rund omkring i tiltaksområdet er det registret søppel som ligger på sjøbunnen. I de fleste områdene dreier det seg om søppel som ølbokser, flasker, plast, en åre, en dregg, en propell etc. Denne typen søppel kan se ut som har blitt tilført etter tildekkingen ble ferdigstilt, siden det tydelig ligger over tildekkingslaget. Figur 14 er et godt eksempel på spredt søppel som er observert i Kollevågen. P:\2013\07\ \Leveransedokumenter\Rapport\ R_rev 01.docx

26 Dokumentnr.: R Rev. nr.: 1 Side: 26 Figur 14 Spredt søppel på toppen av tildekkingen I andre områder, se merker i Figur 20, stikker det søppel opp av sjøbunnen. Dette søppelet ser ut til å være delvis tildekket. I enkelte områder, ved deponi 4 og i område C, ligger det hauger av søppel hvor tildekkingen er helt eller delvis borte. Søppelet har blitt deponert langs en bratt bergvegg, som har ført til at tildekningen er gjort i en skråning av søppel. ROV undersøkelsen avdekket også en sprekk mellom søppelfyllingen og bergveggen i bakkant. Multiconsult (2005) har beskrevet problemer som oppstod i området ved tildekkingen. Tildekkingen ble utført i to runder i dette området, i siste runde ble det lagt ut geonett. Figur 15 viser eksempler av utildekket søppel, men Figur 16 viser en skisse av et snitt av området med original sjøbunn, søppelfyllingen og tildekkingen på toppen. a b Figur 15 Bildene viser hauger av utildekket søppel fra deponiet i Kollevågen. I bilde (b) vises en sprekk mellom søppelet og bergveggen. P:\2013\07\ \Leveransedokumenter\Rapport\ R_rev 01.docx

27 Dokumentnr.: R Rev. nr.: 1 Side: 27 Figur 16 Skisse av området det tildekkingen er borte, og hvor det har dannet seg en sprekk mellom bergveggen i bakkant og søppelfyllingen. I det meste av området har det blitt lagt ut duk over søppelfyllingen, før tildekking med sand, grus o.l. I enkelte områder ble duken observert i ROV undersøkelsen. Noen steder var duken i folder, andre steder så det ut som det var revner/hull i duken, Figur 17. Årsaken til foldene og skadene på duken kan være at deponiet har hatt ulik grad av setning i ulike områder, sår ved f.eks. bruk av dregg eller anker, eller erosjon fra strømninger fra tidevann og bølger e.a. a b Figur 17 a) avdekket duk uten tildekkingsmasser, b) avdekket og skadet duk P:\2013\07\ \Leveransedokumenter\Rapport\ R_rev 01.docx

28 I tiltaksområdet ligger det flere båtvrak på bunnen. Disse vanskeligjorde tildekkingen av området med duk. Figur 18 viser ett av båtvrakene. Dokumentnr.: R Rev. nr.: 1 Side: 28 Figur 18 Båtvrak Det ble observert et spekter av biologisk aktivitet i ROV undersøkelsen. Det ble blant annet observert sjøstjerner, sjøpinnsvin, eremittkreps, flyndre, fiskeyngel, fisk, tang og tare. I tillegg ble det observert bakteriebelegg på tildekkingshauger og bunnsediment (Figur 19). Bakterien som ble observert kalles Beggiota og finnes i områder hvor det pågår nedbrytning av organisk materialer, f.eks. enten ved utildekket fylling eller hvor det er gassutslipp fra fyllingene. Bakteriebelegget ble observert i store deler av vågen. a b Figur 19 Eksempler på hvitt bakteriebelegg som er observert mange steder i Kollevågen P:\2013\07\ \Leveransedokumenter\Rapport\ R_rev 01.docx

29 3.3 Prøvetaking av sediment Dokumentnr.: R Rev. nr.: 1 Side: 29 I sedimentundersøkelsene ser en varierende forhold på de ulike undersøkelsesstedene. Innenfor tiltaksområdet får en i de fleste stasjoner opp tildekkingsmasser med et varierende lag med mudder på toppen (0,5-5 cm). Utenfor tildekkingsområdet (Kolle 1, 2 og 14), får en opp mudder uten tildekkingsmasser. Beskrivelse av hver enkelt prøve er gitt i Tabell 1, og også i Vedlegg C. Tabell 1 Stasjonsnavn Kolle 1 Kolle 2 Kolle 3 Kolle 4 Kolle 5 Kolle 6 Kolle 7 Kolle 8 Kolle 9 Kolle 10 Kolle 11 Kolle 12 Kolle 13 Kolle 14 Beskrivelse av sedimentprøver Beskrivelse Bløtt, svart mudder, helt fulle grabber, noe grått mudder innimellom (grabb nr. 2), lukter H2S Brungrå sandig sediment (skjellsand), litt mudder under overflata Grabb 1: Tildekkingsmasser. Tynt lag med mudder på toppen (0,5 cm) Grabb 2: Likt, men tykkere mudderlag (1 cm) Mudder (3-4 cm) over tildekkingsmasser. Litt H2S-lukt. Mørk grå farge. Grabb 1: Lys skjellsand (2 cm), mørkere under. Grabb 2: Bare skjellsand Stein, fikk ikke opp prøve Lys grå sand. Tildekkingsmasser Grus, litt finstoff. Fyllmasser med mudder. Lukter svakt H2S Grå tildekkingsmasser med brunt mudder på toppen (2-5 cm). Fyllmasser under mudder (grabb 1: 2-3 cm, grabb 2 og 3: over 5 cm). Lukter ikke. Brunt slimlag på toppen. Svart mudder. Litt sand og grus under. Grabb 1: Mørkt brunt slimlag på toppen. Lukter litt H2S. Grus og sand under mye mudder. Grabb 2: Tildekkingsmasser (grå grus og sand) Skjellsand. Litt mudder 5 cm under overflata. Skjell og bunndyr i grabb. Grabb 1: Full grabb. Mudder, siltig materiale innimellom. Svak H2Slukt. Litt brunt, organisk materiale på toppen, svart mudder under Grabb 2: Mørkebrunt mudder. Resultatene fra kjemiske analyser blir sammenlignet med gjeldende veiledere fra Miljødirektoratet der det er tilgjengelig. Prøvene klassifiseres etter tilstandsklasser, der hver klasse er fargekodet. Miljødirektoratets tilstandsklasser med fargekoding vises i Tabell 2. P:\2013\07\ \Leveransedokumenter\Rapport\ R_rev 01.docx

30 Tabell 2 Miljødirektoratets tilstandsklasser med beskrivelse av tilstand Tilstandsklasse Beskrivelse av tilstand I Bakgrunn II God III Moderat IV Dårlig V Svært dårlig Dokumentnr.: R Rev. nr.: 1 Side: 30 Resultatene fra kjemisk totalanalyse av bunnsedimentene er vist i Tabell 3 og Tabell 4. Plasseringen av prøvepunktene vises i kart i Figur 9. Resultatene viser at: Kolle 1 og Kolle 14 har konsentrasjoner som tilsvarer opp til tilstandsklasse V i henhold til TA 2229/2007. For Kolle 1 gjelder det konsentrasjoner av PAH-16, samt kvikksølv, mens det for Kolle 14 gjelder kvikksølv. Begge disse punktene ligger utenfor tiltaksområdet. Kolle 2 har konsentrasjoner opp til tilstandsklasse IV (Benzo(ghi)perylen). Kolle 2 er en referansestasjon, og er også utenfor tiltaksområdet. Kolle 5, 12 og 13 har konsentrasjoner av miljøgifter tilsvarende opp til tilstandsklasse IV (Pb, Zn, Cu og enkelte PAH-parametre). Disse stasjonene er innenfor tiltaksområdet. De resterende punktene har konsentrasjoner av organiske miljøgifter (PAH og PCB) og metaller tilsvarende tilstandsklasse II. P:\2013\07\ \Leveransedokumenter\Rapport\ R_rev 01.docx

31 Tabell 3 Konsentrasjoner av organiske miljøgifter i sedimentene, gitt i mg/kg tørrstoff. Resultatene er klassifisert i henhold til veileder TA-2229/2007 Dokumentnr.: R Rev. nr.: 1 Side: 31 Element Kolle 1 Kolle 2 Kolle 3 Kolle 4 Kolle 5 Kolle 7 Kolle 8 Kolle 9 Kolle 10 Kolle 11 Kolle 12 Kolle 13 Kolle 14 Naftalen 0,121 0,015 <0,010 <0,010 <0,010 <0,010 <0,010 <0,010 <0,010 <0,010 <0,010 <0,010 0,027 Acenaftylen 0,024 <0,010 <0,010 <0,010 <0,010 <0,010 <0,010 <0,010 <0,010 <0,010 <0,010 <0,010 0,012 Acenaften 0,643 0,011 <0,010 <0,010 <0,010 <0,010 <0,010 <0,010 <0,010 <0,010 <0,010 0,014 0,03 Fluoren 0,447 <0,010 <0,010 <0,010 <0,010 <0,010 <0,010 <0,010 <0,010 <0,010 <0,010 0,016 0,028 Fenantren 5,78 0,107 0,011 0,011 0,034 <0,010 <0,010 0,017 <0,010 0,015 <0,010 0,168 0,31 Antracen 1,42 0,032 <0,010 <0,010 <0,010 <0,010 <0,010 <0,010 <0,010 <0,010 <0,010 0,052 0,07 Fluoranten 8,22 0,179 0,022 0,031 0,082 0,011 <0,010 0,051 0,022 0,038 0,02 0,322 0,658 Pyren 6,64 0,159 0,019 0,027 0,089 0,01 <0,010 0,044 0,02 0,034 0,017 0,273 0,536 Benso(a)antracen 3,43 0,068 <0,010 <0,010 0,026 <0,010 <0,010 0,017 <0,010 0,015 <0,010 0,125 0,28 Krysen 3,26 0,068 <0,010 0,011 0,026 <0,010 <0,010 0,017 <0,010 0,016 <0,010 0,102 0,263 Benso(b)fluoranten 3,74 0,099 <0,010 <0,010 0,027 <0,010 <0,010 0,022 <0,010 0,026 <0,010 0,147 0,423 B(k)f 1,22 0,039 <0,010 <0,010 0,01 <0,010 <0,010 <0,010 <0,010 0,01 <0,010 0,063 0,182 B(a)p 2,75 0,086 0,015 0,018 0,039 <0,010 <0,010 0,03 <0,010 0,021 0,012 0,126 0,302 Dibenso(ah)antracen 0,562 0,013 <0,010 <0,010 <0,010 <0,010 <0,010 <0,010 <0,010 <0,010 <0,010 0,017 0,043 Benso(ghi)perylen 1,71 0,047 <0,010 <0,010 <0,010 <0,010 <0,010 <0,010 <0,010 <0,010 <0,010 0,062 0,211 Indeno(123cd)pyren 2,01 0,052 <0,010 <0,010 <0,010 <0,010 <0,010 <0,010 <0,010 <0,010 <0,010 0,028 0,203 Sum PAH ,975 0,067 0,098 0,333 0,021 i.p. 0,198 0,042 0,175 0,049 1,52 3,58 Sum PCB-7 0,154 i.p. i.p. i.p. i.p. i.p. i.p. i.p. i.p. i.p. i.p. i.p. 0,0699 i.p. = ikke påvist over rapporteringsgrensa til analysemetoden P:\2013\07\ \Leveransedokumenter\Rapport\ R_rev 01.docx

32 Tabell 4 Konsentrasjoner av metaller i sedimentene, gitt i mg/kg tørrstoff. Resultatene er klassifisert i henhold til veileder TA-2229/2007 Dokumentnr.: R Rev. nr.: 1 Side: 32 Element Kolle 1 Kolle 2 Kolle 3 Kolle 4 Kolle 5 Kolle 7 Kolle 8 Kolle 9 Kolle 10 Kolle 11 Kolle 12 Kolle 13 Kolle 14 As 24,8 2,78 2,15 <1,00 4,93 <1,00 <1,00 2,29 2,05 1,56 1,72 3,05 22,3 Cd 1,75 0,28 <0,10 <0,10 0,41 <0,10 <0,10 <0,10 <0,10 0,15 <0,10 0,1 0,84 Cr 84,9 10,1 19,7 19,8 10,3 12,1 12,3 18,4 20,5 21,5 18,7 13,2 68,3 Cu ,4 29,9 26, ,8 20,4 35,7 34,1 28,5 67,1 26,1 159 Hg 2,47 <0,20 <0,20 <0,20 <0,20 <0,20 <0,20 <0,20 <0,20 <0.20 <0,20 <0,20 1,82 Ni 21,2 <5,0 14,4 14,6 5,9 11, ,7 16,8 15,5 16,6 8,1 18,9 Pb ,4 7, ,8 4, ,5 12,8 11,9 32,5 138 Zn ,7 70,8 68, ,9 56,6 86,3 86,9 80,9 63,9 51,1 217 P:\2013\07\ \Leveransedokumenter\Rapport\ R_rev 01.docx

33 Dokumentnr.: R Rev. nr.: 1 Side: Prøvetaking av vann Det ble tatt prøver av de to elvene som har utløp innerst i Kollevågen for å sjekke om elvene har negativ miljøpåvirkning på Kollevågen. Resultatene fra analysene av vannet er gitt i Tabell 5. Resultatene viser at tilstanden konsentrasjonen av kobber i elv 1 er tilsvarende tilstandsklasse III, mens at de øvrige analysene viser konsentrasjoner i tilstandsklasse I eller II. Tabell 5 Konsentrasjon av metaller i elvevann, gitt i µg/l. Resultatene er klassifisert etter veileder TA-1468/1997 (SFT, 1997) Element ELV-1 ELV-2 As 0,244 0,208 Cd 0,0413 0,0285 Cr 0,21 0,209 Cu 2,05 0,759 Hg <0,002 0,00274 Ni 1,09 0,439 Pb 1,09 0,352 Zn 18,4 6,48 For å måle innhold av PAH og PCB i elvevannet og sjøvannet, ble det satt ut POMer i elva og på diffusjonskamrene. Resultatene vises i Tabell 6. Resultatene viser at konsentrasjonene er tilsvarende tilstandsklasse II for alle prøvene. For PCB finnes det ingen tilstandsklasser i veilederen. For POMene vises det høyest konsentrasjoner av PAH og PCB i Kolle 10. Konsentrasjonene er likevel lave for alle prøvepunkter. P:\2013\07\ \Leveransedokumenter\Rapport\ R_rev 01.docx

34 Dokumentnr.: R Rev. nr.: 1 Side: 34 Tabell 6 Konsentrasjon av PAH og PCB i sjøvann og elvevann. Resultatene er klassifisert i henhold til veileder TA-2229/2007 (SFT, 2008). Element Enhet Kolle 1 Kolle 5 Kolle 10 Elv 1 Elv 2 Naftalen ng/l 3,2 3,2 4,6 4,7 2,1 Acenaftylen ng/l 0,08 0,08 0,06 0,19 0,15 Acenaften ng/l 0,41 0,49 0,48 0,68 0,57 Fluoren ng/l 1,7 2,2 2,6 2,4 2,7 Fenantren ng/l 1,6 1,8 3,0 1,2 2,5 Antracen ng/l 0,017 0,046 0,045 0,017 0,033 Fluoranten ng/l 0,17 0,19 0,70 0,10 0,41 Pyren ng/l 0,15 0,20 1,2 0,09 0,53 Benso(a)antracen ng/l 0,0009 0,0007 0,0009 0,0003 0,0005 Krysen ng/l 0,0030 0,0036 0,0033 0,0017 0,0079 Benso(b)fluoranten ng/l 0,011 0,004 0,004 0,008 0,006 Benso(k)fluoranten ng/l 0,004 0,014 0,010 0,003 0,011 Benso(a)pyren ng/l 0,005 0,004 0,003 0,003 0,003 Indeno(123cd)pyren ng/l 0,001 0,003 0,000 0,003 0,015 Dibenso(ah)antracen ng/l 0,0004 0,0008 0,0004 0,0040 0,0008 Benso(ghi)perylen ng/l 0,0024 0,0012 0,0012 0,0027 0,0012 Sum PAH-16 pg/l 7,2 8,2 12,6 9,3 9,1 PCB-28 pg/l 1,3 1,7 3,7 1,0 2,0 PCB-52 pg/l 1,0 1,2 2,7 0,8 1,2 PCB-101 pg/l 0,57 0,55 1,21 0,22 0,31 PCB-118 pg/l 0,22 0,19 0,48 0,15 0,11 PCB-153 pg/l 0,13 0,16 0,16 0,04 0,03 PCB-138 pg/l 0,16 0,15 0,14 0,07 0,03 PCB-180 pg/l 0,03 0,05 0,02 0,15 0,02 SUM PCB-7 pg/l 3,4 4,0 8,4 2,4 3,7 Konsentrasjonene av PAH og PCB i porevann vises i Tabell 7. Konsentrasjonen av PCB-7 er høyest i Kolle 1, som også viser de høyeste totalkonsentrasjonene av PCB i sediment. Den samme trenden sees også for PAH Fordeling av PCB- kongenere i vann og sediment (PCB-profiler) Den relative fordelingen mellom ulike PCB-kongenere i ulike prøver vil oftest påvirkes av to viktige forhold: Kilden til PCB-forurensing i prøvene og av i hvilke grad PCBene i prøvene har vært utsatt for ulik grad av fraksjonering i forbindelse med overgang mellom ulike faser (partikkelbundet, vannløst, gassfase). Profilen for denne fordelingen i ulike prøver kan derfor brukes til å vurdere om prøvene er påvirket av samme kilde eller hvordan de er påvirket av fasefordeling, i den aktuelle problemstillingen; utlekking fra sediment til vannfasen. P:\2013\07\ \Leveransedokumenter\Rapport\ R_rev 01.docx

35 Dokumentnr.: R Rev. nr.: 1 Side: 35 PCB-profiler i vann 50% 40% 30% 20% 10% 0% PCB-28 PCB-52 PCB-101 PCB-118 PCB-153 PCB-138 PCB-180 Kolle 1 Kolle 5 Kolle 10 Figur 20 Profiler av fritt løste PCBer i vann PCB-profiler i sediment 35% 30% 25% 20% 15% 10% 5% 0% PCB 28 PCB 52 PCB 101 PCB 118 PCB 138 PCB 153 PCB 180 Kolle 1 Kolle 14 Figur 21 Profiler av sedimentbundne PCBer i Kolle 1 og Kolle 2. Figur 20 og Figur 21 viser PCB-profiler hhv for PCB fritt løst i vann i Vestervågen der deponiet ligger og sediment fra Kolle 1 og 14 utenfor deponiområdet. Figurene viser at det er stor forskjell mellom PCB-profilene i vann og i sediment. I vannet er det som forventet høyere konsentrasjoner av de lettere (lavere klorerte) PCBene (PCB 28 og 52) enn de andre PCBene som har flere kloratomer. I sedimentet derimot er det mye mindre av de lavklorerte PCBene. Profilene viser også at det er liten variasjon i fordelingen i vannet ulike steder inne i deponiområdet og på samme måte liten variasjon i fordelingen mellom PCBer i de to sedimentprøvene der det er påvist PCB utenfor deponiområdet. Dette betyr at sedimentene i de to posisjonene utenfor deponiområdet sannsynligvis stammer fra samme kilde. For PCB i vannet inne i P:\2013\07\ \Leveransedokumenter\Rapport\ R_rev 01.docx

36 deponiområdet betyr også likheten i profilene at PCBen her også stammer fra samme kilde. Forskjellene mellom profilene i vann og sediment skyldes imidlertid først og fremst forskjeller i fordelingskoeffisient mellom vann og sediment for disse stoffene og kan ikke brukes til å si noe om kilden er den samme eller ikke. Dokumentnr.: R Rev. nr.: 1 Side: 36 Tabell 7 Konsentrasjon av PAH og PCB i porevann Element Enhet Kolle 1 Kolle 2 Kolle 5 Kolle 10 Naftalen ng/l 1,1 2,0 1,0 2,1 Acenaftylen ng/l 1,2 0,84 0,46 0,33 Acenaften ng/l 6,1 1,8 0,8 1,8 Fluoren ng/l 6,4 4,0 1,1 2,8 Fenantren ng/l 12,6 12,0 5,0 6,2 Antracen ng/l 2,2 0,90 0,30 0,90 Fluoranten ng/l 9,4 6,5 3,0 5,9 Pyren ng/l 15,1 6,0 2,8 5,9 Benso(a)antracen ng/l 0,55 0,43 0,20 0,29 Krysen ng/l 1,1 0,69 0,33 0,46 Benso(b)fluoranten ng/l 3,0 1,1 0,36 0,40 Benso(k)fluoranten ng/l 0,87 0,58 0,15 0,21 Benso(a)pyren ng/l 0,47 0,22 0,086 0,10 Indeno(123cd)pyren ng/l 0,16 0,14 0,025 0,027 Dibenso(ah)antracen ng/l 0,055 0,026 0,009 0,009 Benso(ghi)perylen ng/l 0,26 0,15 0,03 0,04 Sum PAH-16 ng/l PCB-28 pg/l PCB-52 pg/l PCB-101 pg/l 55 9, PCB-118 pg/l 18 2,1 5,3 4,7 PCB-153 pg/l 21 3,3 6,4 5,3 PCB-138 pg/l 26 3,8 9,0 4,4 PCB-180 pg/l 4,5 0,30 2,2 0,9 SUM PCB-7 pg/l P:\2013\07\ \Leveransedokumenter\Rapport\ R_rev 01.docx

37 Dokumentnr.: R Rev. nr.: 1 Side: Utlekking av miljøgifter fra sjøbunnen, diffusjon i sediment-vann overgangen SPMD membranene som var montert i diffusjonskamrene ble analysert for totalinnholdet av PAH og PCB. Fordi SPMD-membranene effektivt tar opp all PAH og PCB i den øvre delen av de stillestående vannmassene i diffusjonskammeret, kan det antas at innholdet i SPMD-membranene er lik fluksen, F (ng/m 2 /dag), over tverrsnittet av diffusjonskamrene over tiden de har stått ute: FF = MM mmmmmmmmøgggggggg AA ssssssssssssssss TT ddiiiiiiiiiiiiiiii der Mmiljøgift = mengde PAH eller PCB målt i SPMD membran (ng) Asylinder = areal av sedimentoverflaten i diffusjonskammeret (0,049 m 2 ) Tdiffusjon = tiden diffusjonskammeret er utplassert (56 dager) Basert på mengde akkumulert miljøgift er det beregnet fluks for PAH og PCB med justering for blankprøven. Det er også beregnet utlekking fra sedimentoverflaten ved å benytte data fra porevannskonsentrasjonene og de passive prøvetakerne (POM). Resultatene fra disse beregningene er presentert i Tabell 8 (beregnet) sammen med resultatene fra diffusjonskamrene (lander). I Tabell 8 er resultatene fra fluksmålingene presentert. Tabell 8 Målt fluks sammenlignet med utlekking fra porevannskonsentrasjoner og passive prøvetakere. Fluks er gitt i ng/m 2 /dag. Parameter Målt Kolle 1 Målt Kolle 5 Målt Kolle 10 Beregnet Kolle 1 Beregnet Kolle 2 Beregnet Kolle 5 Beregnet Kolle 10 Naftalen < < < < < < < Acenaftylen Acenaften Fluoren < 11 Fenantren Antracen Fluoranten Pyren Benzo(a)antracen Krysen Benzo(b)fluoranten Benzo(k)fluoranten 3,1 3,3 0,6 33,1 22 5,3 7,5 Benzo(a)pyren 2,8 3,3 0,5 17,9 8 3,1 3,6 Indeno(1,2,3-c,d)pyren 4,6 3,5 0,9 5,7 5 0,8 1,0 Dibenzo(ah)antracen 0,8 0,7 0,1 2,0 1 0,3 0,3 P:\2013\07\ \Leveransedokumenter\Rapport\ R_rev 01.docx

38 Benzo(ghi)perylen 4,6 3,3 0,9 9,2 5 1,0 1,5 Sum PAH PCB 28 0,5 1,1 0,4 2,4 0,4 0,2 0,7 PCB 52 0,3 0,9 0,2 1,5 0,4 0,3 0,5 PCB 101 0,3 1,3 0,2 1,7 0,3 0,4 0,4 PCB 118 0,2 0,8 0,1 0,6 0,1 0,2 0,1 PCB 138 0,5 1,9 0,2 0,6 0,1 0,2 0,2 PCB 153 0,3 1,0 0,1 0,8 0,1 0,3 0,1 PCB 180 0,1 0,5 0,0 0,1 0,0 0,1 0,0 Sum PCB 7 2,1 7,5 1,3 7,7 1,3 1,6 2,0 < = konsentrasjon av kongeneren er ikke signifikant forskjellig fra konsentrasjon i feltblankprøven, og er ikke tatt med i sum PAH Resultatene viser at utlekking målt med diffusjonskamre er vesentlig lavere enn utlekking beregnet med basis i porevannskonsentrasjoner og bunnvannskonsentrasjon målt med POM. Dette skyldes sannsynligvis at diffusjonskamrene måler den reelle utlekkingen som i stor grad styres av det øverste sjiktet i sedimentet, mens det ved beregningen er data for porevannet som stammer fra en blandprøve ned til 10 cm i sedimentet. Dersom det er høyere konsentrasjoner av miljøgifter i sjikt litt nede i sedimentet vil disse gi en større virkning enn det som vil bli detektert med diffusjonskamrene. NGI vil derfor tillegge data fra diffusjonskamrene størst vekt. Det finnes ikke et klassifiseringssystem for denne typen data, men det er gjort undersøkelser andre steder der denne metoden er benyttet, bl.a. i forbindelse med kontroll av dypvannsdeponiet ved Malmøykalven. Observert utlekking av PAH fra dypvannsdeponiet ble i 2013 observert til å være 107 ng/m 2 /dag, og utlekkingen av PCB ble observert til å være 5 ng/m 2 /dag. Tildekkingslaget på dypvannsdeponiet ved Malmøykalven er rent, intakt og fungerer etter sin hensikt (NGI, 2013). Dette viser at utlekkingen av PAH og PCB fra de observerte stasjonene kan karakteriseres som lav. Dokumentnr.: R Rev. nr.: 1 Side: 38 P:\2013\07\ \Leveransedokumenter\Rapport\ R_rev 01.docx