Revisjonsprotokoll. Pilotprosjektet i Trondheim Havn Årsrapport for 2005

Transkript

1 Revisjonsprotokoll Pilotprosjektet i Trondheim Havn Årsrapport for 2005 Rapport nr.: Rev.: 0 Dato:

2 Revisjonsprotokoll Rapporttittel: Årsrapport 2005 Rapporttype: Årsrapport Dato første utsendelse: Rev.nr./dato: Revisjonsomfang: 0/ Første utsendelse, ingen revisjon.

3

4 - 2 - INNHOLD 1 INNLEDNING Bakgrunn Rapportens innhold MÅL Målsetting for prosjektet PROSJEKTADMINISTRASJON Fremdrift og faseinndeling Organisering Finansiering INFORMASJON TILTAKSANALYSE Miljøtilstanden i Trondheim havn og omgivelser Ambisjonsnivåer og tiltak Kostnader for å utføre tiltak Prioritering av tiltak FORBEREDENDE ARBEIDER Geoteknikk, metodikk mudring/stabilisering/deponering Kjemi UTFØRTE ARBEIDER 2003 OG Metodikk mudring, stabilisering, deponering Geoteknisk oppfølging Miljøteknisk oppfølging OVERVÅKING AV MUDRING OG DEPONERING AV FORURENSET SEDIMENT Mudringsperioden Deponiet OVERVÅKING AV MUDRING OG DEPONERING AV FORURENSET SEDIMENT Mudringsperioden Overvåking av deponiet MILJØGIFTER I MARINE ORGANISMER I TRONDHEIM HAVN TRACER UNDERSØKELSE DEPONIET VED PIR II Bakgrunn for tracerforsøk: Hydraulisk tracerforsøk: Partikulært tracerforsøk: Vurderinger: RENSETEKNOLOGI...2

5 UTFØRTE ARBEIDER. RENSEPROSJEKTET KOST-NYTTE ANALYSE FASE 1 OG FASE 2. (MUDRING OG STABILISERING) KOST-NYTTE VURDERING FOR VÅTMEKANISK RENSING AV HVA ER NYTTE OG KOSTNADER VED TILTAK I SEDIMENTER? LOKALE TILTAKSFOND DELRAPPORT 1...2

6 - 4-1 INNLEDNING er ett av fire pilotprosjekter for opprydding i forurensede sedimenter som er initiert og delvis finansiert av SFT. Prosjektet utføres i samarbeid mellom Trondheimsfjorden Interkommunale Havn, TIH, (tidligere Trondheim havn), Rambøll Norge AS, DNV Consulting og Skanska. 1.1 Bakgrunn Trondheim Havn fikk i 2001 tillatelse til å etablere et strandkantdeponi ved Pir II for deponering av forurensede sedimenter. Fokuset i prosjektet har vært rettet mot praktisk tiltaksgjennomføring, i hovedsak stabilisering av forurensede sedimenter. Arbeidet har vært knyttet til utvikling av tilsetningsmaterialer og metoder for å stabilisere de forurensede sedimentene slik at de kan benyttes som nyttemasse ved etablering av nytt havneareal. I 2005 er også rensing av forurensede havnesedimenter utført i et storskala forsøk. Pilotprosjektet i Trondheim Havn har omfattet følgende hovedaktiviteter: Tiltaksanalyse (systematisk vurdering og prioritering av tiltaksområder). Tiltaksgjennomføring (mudring, deponering, massestabilisering og rensing). Økonomisk / juridisk analyse (kost-nytte vurdering samt utredning av muligheter for etablering av lokalt tiltaksfond). Overvåking, dokumentasjon og informasjon. 1.2 Rapportens innhold Denne rapporten er en årsrapport for utførte arbeider i Pilotprosjektet i Trondheim Havn i I tillegg er også sammendrag fra øvrige utgitte rapporter i pilotprosjektet samlet i dette dokumentet. Følgende nye rapporter beskriver arbeider utført i 2005: Uførte arbeider. Renseprosjektet Tracerundersøkelse deponiet ved Pir II Kost-nytte vurdering av våtmekanisk rensing av forurensede sedimenter Hva er nytte og kostnader ved tiltak i forurensede sedimenter? Fugro Oceanor rapport C75040/3791: Miljøgifter i marine organismer i Trondheim havn 2005.

7 - 5-2 MÅL 2.1 Målsetting for prosjektet Følgende målsetting for prosjektet ble definert i søknad om prosjektstøtte til SFT: Den overordnede målsettingen for Pilotprosjektet i Trondheim Havn er å bidra til å redusere forurensningen i havneområdet for å oppfylle de nasjonale målsettingene i Stortingsproposisjon nr 12, og i hht EUs vanndirektiv. Prosjektet skal føre frem til en sikker metode for sanering av forurensede sedimenter i forbindelse med utbyggingsprosjekter i havneområder. Nasjonal kompetanseheving. Prosjektet skal bidra til videreutvikling av eksisterende teknologi og innhente kunnskap fra utlandet der hvor erfaringer fra denne type arbeid er kommet lenger. Kost-nytte vurdering av metoden vil stå svært sentralt. Mulighetene for alternative finansieringsformer i form av fondsoppbygging skal også vurderes. Kunnskapsoverføring. Overføringsverdien i forhold til å bruke samme teknologi i andre fjorder og havner i Norge skal være høy. Resultater fra prosjektet skal presenteres i en sluttrapport. Det vil bli arbeidet aktivt med å knytte studentoppgaver til prosjektet i samarbeid med NTNU. 3 PROSJEKTADMINISTRASJON (Rapport Rev 03. Datert ) 3.1 Fremdrift og faseinndeling Prosjektet er utført i flere faser. De fysiske arbeidene i fase 1 ble utført i perioden desember 2002 til februar Fase 2 ble utført fra midten av desember 2003 til ultimo februar Renseprosjektet er utført i Hovedaktivitetene i de tre fasene omfatter følgende oppgaver: Fase 1: Mudring ved Ilsvika. Lektertransport til Pir II med stabilisering av sedimentene i støpte blandekar på land før utlegging i deponiet. Totalt mudret volum var ca m 3 inkludert ettermudring i Ila. Derav er ca m 3 stabilisert med sement, samt filteraske fra Norske Skog på Skogn. Fase 2: Mudring i Nyhavna. Lektertransport til Pir II med utlegging og stabilisering direkte i deponiet etter utpumping / senking av vannstanden. Totalt mudret volum var ca m 3 hvorav ca m 3 ble stabilisert med sement og delvis sement/kalk. Hoveddelen av de fysiske arbeidene er utført i Renseprosjektet: Behandling av ca m 3 (3 800 tonn) forurensede sedimenter ved hjelp av våtmekanisk separasjon. Undersøkelse av hydraulisk og partikulær spredning fra deponiet ved hjelp av tracer.

8 - 6 - Mudringsområder er valgt på bakgrunn av den utførte tiltaksanalysen som ble utarbeidet ved oppstarten av prosjektet. Differansen mellom mudret og stabilisert volum skyldes at det er lagt vekt på å utnytte naturlige avgrensninger av mudringsområdene for å redusere rekontaminering i ferdig mudret område. Det har også vært et ønske å behandle og sikre størst mulig volum av forurensede sedimenter innenfor prosjektets økonomiske rammer. Det er gjennomført separate kost-nytte analyser på bakgrunn av de fysiske arbeidene i prosjektets enkelte faser. Trinn 1 av en økonomisk/juridisk vurdering for lokalt tiltaksfond ble utført i 2003, samt at prosjektet i samarbeid med SFT har utarbeidet et arbeidsdokument om samfunnsøkonomisk analyse før tiltak i sedimenter. 3.2 Organisering Prosjektansvarlig er Havnedirektøren i Trondheimsfjorden Interkommunale Havn. Prosjektet er organisert med en styringsgruppe og en arbeidsgruppe som består av de samarbeidende selskapene TIH, Rambøll, DNV Consulting og Skanska. Arbeidsgruppen har et felles ansvar for prosjektet. I tillegg representerer Trondheim kommune og Fylkesmannen i Sør-Trøndelag hhv de lokale og regionale myndigheter. En deltager fra Vitenskapsmuseet ivaretar marinarkeologiske forhold. Kvalitetssikring og verifikasjon utføres av DNV Consulting. 3.3 Finansiering Prosjektets kostnadsramme er kr 55 millioner. Derav er til sammen kr 37,2 millioner finansiert av SFT fordelt over seks bevilgninger. Resterende beløp er i hovedsak finansiert av Trondheim Havn med bidrag fra Trondheim kommune. 4 INFORMASJON (Rapport Rev 06. Datert ) har en bevisst holdning til en aktiv formidling av erfaringer fra prosjektet. Det er lagt stor vekt på åpenhet under hele prosessen i prosjektet, og all skriftlig informasjon som utarbeides i prosjektet er offentlig tilgjengelig. Det er også lagt vekt på at alle aktører på anleggsplassen og berørte naboer har kunnskap om hensikten med prosjektet og hva prosjektet omfatter. Dette er sikret i form av grundig informasjon i forkant av anleggsarbeidene. For å sikre en enhetlig informasjon til fagmiljøer og media, er prosjektleder ansvarlig for all informasjon fra prosjektet. Prosjektet har også engasjert en informasjonsrådgiver i Trondheim kommune for å bistå i informasjonsarbeidet i prosjektet. Informasjon om prosjektet blir løpende oppdatert på Trondheim Havn sin hjemmeside samt på SFTs hjemmesider. Det er utarbeidet brosjyremateriell og informasjonsvideo både på norsk og engelsk. Informasjonsvideoen kan også ses på Trondheim Havns hjemmeside. Samtlige rapporter som er utgitt av pilotprosjektet er sammenstilt i tabell 1. Personell fra pilotprosjektet har deltatt i undervisning for masterstudenter ved NTNU (Norges Tekniske Naturvitenskapelige Universitet), prosjektet har initiert studentoppgaver for masterstudenter, samt at et PhD-studium i tilknytning til prosjektet er satt i gang ved NTNU.

9 - 7 - Tabell 1: Tidligere utgitte rapporter av. Rapport nr Rev nr Tittel Utgitt dato Årsrapport for Årsrapport for Årsrapport for Prosjektadministrasjon Tiltaksanalyse Forberedende arbeider, fase Utførte arbeider Overvåking av mudring og deponering av forurenset sediment i Trondheim havn - fase Kost-nytte analyse, fase 1 og fase Lokale tiltaksfond delrapport Informasjon Renseteknologi Overvåking av mudring og deponering av forurenset sediment i Trondheim havn fase Utførte arbeider. Renseprosjektet Tracerundersøkelse deponiet ved Pir II Kost-nytte vurdering av våtmekanisk rensing av forurensede sedimenter Hva er nytte og kostnader ved tiltak i forurensede sedimenter? Fugro Oceanor C75040/3791 R1 Miljøgifter i marine organismer i Trondheim havn

10 - 8-5 TILTAKSANALYSE (Rapport Rev 01. Datert ) 5.1 Miljøtilstanden i Trondheim havn og omgivelser Tidligere utførte analyser av miljøgifter i sedimenter fra Trondheim havn og omgivelser i Trondheimsfjorden viser at sedimentene i gjennomsnitt er markert forurenset (tilstandsklasse III i henhold til SFTs klassifisering). Det er svært store variasjoner i forurensningsgrad. Basert på foreliggende data er følgende konklusjoner trukket om miljøtilstanden: Sedimentene er mest forurenset nærmest land og konsentrasjonen avtar siden forholdsvis raskt lenger ut i sjøen. Noen få hundre meter ut fra land er konsentrasjonen av miljøgifter i sedimentene forholdsvis lav (tilstandsklasse I og II). De mest forurensede områdene strekker seg fra Fagervika og Ilsvika i vest langs land via Nyhavna til Korsvika. Sedimentforurensning i Korsvika er ikke bekreftet, men det er tatt prøver av fisk fra området som har forholdsvis høyt innhold av miljøgifter. Høyest konsentrasjon av tungmetaller i sedimentene finner en i Fagervika-Ilsvika. Den viktigste kilden antas å være slagg som er dumpet fra Killingdal gruber. Her finner en kobber og kadmium i tilstandsklasse V (meget sterkt forurenset). Høyest konsentrasjon av organiske miljøgifter finnes i Nyhavna og Fagervika-Ilsvika. Her finner en PAH og PCB i tilstandsklasse IV og V (sterkt og meget sterkt forurenset). Som i de fleste havner er TBT (tributyltinn) registrert i tilstandsklasse V i svært mange av sedimentprøvene. Det gjelder spesielt sedimentprøver som er tatt langs kaier i Trondheim havn. Det er innført kostholdsråd i 2002 av Statens næringsmiddeltilsyn i deler av havnebassenget. Kostholdsrådet fraråder konsum av lever fra fisk fanget på strekningen fra Korsvika via Nyhavna og nedre del av Nidelva til Rosenborgbassenget. Videre frarådes konsum av blåskjell fra Fagervika og Ilsvika og ned til Ila Pir. For kostholdsrådet vedrørende lever i fisk er det spesielt dioksiner og dioksinlignende stoffer (PCB) i torskelever som har hatt betydning. Konsum av blåskjell er frarådet fordi det er registrert høye PAH-konsentrasjoner i blåskjell i Fagervika. 5.2 Ambisjonsnivåer og tiltak Prosjektet har forelsått fire ulike ambisjonsnivåer (miljømål) for Trondheim havn: Ambisjonsnivå 0: Det foretas ikke noen tiltak i de forurensede sedimentene i Trondheim havn og omgivelser i Trondheimsfjorden ( null-alternativet ). Eventuell forbedring av miljøtilstanden i sedimentene vil være avhengig av at det foregår en tildekking av de forurensede sedimentene som følge av sedimentasjon. Ambisjonsnivå 1: Spredning av miljøgifter til andre områder fra de mest belastede (forurensede) arealene skal ikke forekomme. Ambisjonsnivå 2: Trondheim havn og omgivelser i Trondheimsfjorden skal ha en miljøkvalitet som sikrer egnethet for fiske og fangst. Dette sikres ved at alle kostholdsråd skal kunne oppheves innen 10 år etter at tiltak for å nå dette målet er utført.

11 - 9 - Ambisjonsnivå 3: Tilstanden i Trondheim havn og omgivelser i Trondheimsfjorden skal forbedres slik at miljøgifter i fjorden ikke har noen økologiske effekter på biota (fisk, skalldyr, alger etc.). Det er ikke tatt noen beslutning om hvilket ambisjonsnivå som skal gjelde for Trondheim havn. I hht krav fra Fylkesmannen i Sør-Trøndelag skal masser med forurensningsgrad tilsvarende Tilstandsklasse III-V (SFT 97:03) leveres til godkjent mottak. For ambisjonsnivå 1 og 2 er det utført en detaljert rangering av lokalitetene. Lokalitetene er rangert fra 1 til 7, hvor 1 er høyest prioritet. Som det fremgår av tabell 2 rangeres lokaliteten Fagervika-Ilsvika på første plass både med henblikk på sannsynlighet for spredning (ambisjonsnivå 1) og med tanke på helserisiko ved konsum av fisk og skalldyr (ambisjonsnivå 2). Det vil derfor være naturlig å begynne med tiltak i Fagervika-Ilsvika. Tabell 2: Rangering av lokaliteter i forhold til sannsynlighet for spredning av miljøgifter til vannmassene og i forhold til helserisiko ved konsum av fisk og skalldyr. Lokalitet Ambisjonsnivå 1: Rangering av sannsynlighet for spredning av miljøgifter til vannmassen Ambisjonsnivå 2: Rangering av helserisiko ved konsum av fisk og skalldyr Fagervika-Ilsvika 1 1 Nyhavna 2 4 Kanalen 3 2 Ilabassenget 4 4 Nidelva 5 2 Brattøra 6 7 Ladehammeren- Østmarkneset Kostnader for å utføre tiltak Egnede saneringstiltak og kostnader er vurdert. Kostnader er basert på tilsvarende tiltak utført i Norge, eller - når slike tiltak ikke er utført i Norge - kostnader i utlandet. For hver lokalitet og ambisjonsnivå er det foreslått minst to alternative tiltak. Kostnadene vist i tabell 3 angir prisvariasjon fra rimeligste til dyreste alternativ. For Trondheim havn vurderes følgende oppryddingsmetoder som aktuelle: Tildekking Mudring og deponering Stabilisering av deponerte sedimenter Rensing ved hjelp av sedimentvaskingsanlegg

12 Tabell 3: Kostnader for opprydding. Beløp er angitt i millioner kr. (eks. avgifter) Lokalitet Ambisjonsnivå 1 Ambisjonsnivå 2 Fagervika-Ilsvika Nyhavna Kanalen - - Ilabassenget - - Nidelva - - Brattøra - - Ladehammeren- * * Østmarkneset Foreløpig sum Foreløpig anbefaling: Ingen tiltak anbefales inntil videre * Svært begrenset med data ingen foreløpige anbefalinger vedrørende tiltak kan gis Anbefalingene er foreløpige for lokalitetene i tabellen ovenfor. Lokalitetene bør kartlegges bedre slik at den foreløpige anbefalingen kan bekreftes/avkreftes. For å oppfylle Ambisjonsnivå 3 (ingen økologiske effekter på biota) vil det kreves tiltak i store deler av havnebassenget. Det gjelder både for sedimenter som er forurensede med tungmetaller og med organiske miljøgifter. Skal hele havnebassenget saneres vil det koste minst 1 milliard kroner. 5.4 Prioritering av tiltak Prioriteringen av tiltak er basert på rangeringen av lokalitetene. Imidlertid er det tatt svært få sedimentprøver på mange lokaliteter. Denne usikkerheten kan påvirke rangeringen og ikke minst er det vanskelig å avgrense forurensede områder både med tanke på utbredelse og mektighet av forurensede sedimenter. Tilsvarende er det en del usikkerheter med tanke på miljøgiftinnhold i fisk og skalldyr. For de fleste lokaliteter er det imidlertid gitt en foreløpig anbefaling om at det skal utføres tiltak eller ikke. Fagervika-Ilsvika og Nyhavna trenger tiltak. Tiltaksbehovet er vurdert på bakgrunn av at det er risiko for spredning og helserisiko ved konsum av fisk og skalldyr for lokalitet Fagervika-Ilsvika, og at det er risiko for spredning fra Nyhavna. Videre undersøkelser vil avgrense tiltaksområdene mer nøyaktig. For lokaliteten Ladehammeren-Østmarkneset kreves det sannsynligvis også tiltak, men her er det svært begrenset med data.

13 FORBEREDENDE ARBEIDER (Rapport Rev 03. Datert ) 6.1 Geoteknikk, metodikk mudring/stabilisering/deponering Deponiet på Pir II er bygd opp med omkransende steinjetéer. Jetéene er supplert med filterlag av grus og fiberduk på indre skråning mot deponiet. Deponiet ble tatt i bruk i 2001, da det ble innfylt m 3 forurensede sedimenter som ikke er stabilisert. De forberedende geotekniske laboratorieanalysene, viser at det oppnås spesielt god effekt på fastheten av sedimenter stabilisert med sement eller blanding av sement og filteraske. For første fase av fullskala forsøkene i Pilotprosjektet ble det derfor valgt å prøve ut stabilisering med disse materialene i forskjellige innblandingsforhold. Figur 1: Oppbygging av omkransende steinjete med filterlag. 6.2 Kjemi Kjemiske analyser er utført i løpet av høsten De fysiske arbeidene i fase 1 er utført på bakgrunn av foreløpige resultater fra laboratoriet. Det er utført kjemiske analyser av utvalgte tungmetaller, PAH ( 16) og PCB ( 7) på filteraske, sement og sediment benyttet for stabiliseringsforsøkene. Analyse av TBT er utført på sedimentprøven, og dioksin på filterasken. Filteraske er et produksjonsavfall som generelt defineres som spesialavfall. Utførte kjemiske undersøkelser av innholdet i filterasken fra biobrenselanlegget til Norske Skog på Skogn, viser at filterasken ikke er spesialavfall. Det er utført utlekkingstester i hht EN på filteraske, sement og sediment, samt på et utvalg stabiliserte prøver. Utlekkingstestene er også utført med sjøvann for å etterligne de reelle forholdene i deponiet best mulig. Det er også utført supplerende undersøkelser av sedimentkvaliteten i det endelig utvalgte mudringsområdet. Innhold av tungmetaller og organiske miljøgifter er vesentlig lavere i både filteraske og sement, i forhold til konsentrasjonen i sedimentet. Utlekkingen av krom er imidlertid vesentlig høyere fra sement og filteraske enn fra sediment. Det er også noe utlekking av kobber, nikkel, bly og sink fra bindemidlene. Konsentrasjonene er større eller i samme størrelsesorden som fra sedimentprøven. For kobber foreligger det ikke eksakte data på grunn av forhøyede deteksjonsgrenser i eluat fra sedimentprøven. Utlekking av arsen og kadmium er høyest fra sedimentprøven. Konsentrasjonen av krom er særlig høy i sjøvannseluat, mens de øvrige tungmetallene har lavest konsentrasjoner i sjøvann. Dette har trolig sammenheng med høyere ph i ferskvannseluat enn eluat fra sjøvannstestene. Konsentrasjonen av tungmetaller i eluat ligger

14 under normen for inert avfall for alle metallene bortsett fra for krom. Dette er ingen ideell referanseverdi, men er valgt å vise til da det ikke foreligger andre referanseverdier som er mer egnet. Nivået av målt utlekking vil bli nærmere vurdert i det videre arbeidet i prosjektet. Stabiliserte prøver har noe høyere løselighet for enkelte tungmetaller enn ubehandlet sediment. Dette gjelder særlig kobber, men også arsen og nikkel. Økt utlekking av tungmetaller forventes å særlig skyldes økt ph etter tilsats av filteraske/sement. I deponiet, hvor stabiliserte masser er neddykket i sjøvann, vil bufferkapasiteten være vesentlig høyere enn i eluater fra laboratorieforsøkene. Løseligheten av tungmetaller fra stabiliserte masser i deponiet forevntes derfor å være mindre enn hva laboratorietestene viser, blant annet pga. rask ph-utjevning i sjøvannet. Det er observert en økning av utlekket mengde av PAH fra stabilisert sediment i forhold til ubehandlet sediment. Dette skyldes trolig en kombinasjon av omrøring ved stabilisering, nedknusning av materialet for utlekkingstestene, og eventuelt en sekundær effekt av økt løselighet av tungmetaller ved økt ph. Målte konsentrasjoner i eluat fra den stabiliserte prøven vurderes likevel som lave, idet ingen PAH-forbindelser overstiger PNEC-verdier (PNEC = Predicted No Effect Concentration) for vannlevende organismer.

15 UTFØRTE ARBEIDER 2003 OG (Rapport Rev 01. Datert ) 7.1 Metodikk mudring, stabilisering, deponering Stabiliseringen er utført i to faser. I fase 1 ble stabiliseringen utført på land i tette blandekar da deponiet var vannfylt. Etter tilsats av bindemiddel ble de stabiliserte massene lagt på deponikanten for noe herding, før de ble flyttet ut i deponiet. Det ble benyttet sement og filteraske fra Norske Skog i forskjellige innblandingsforhold som bindemiddel. I fase 2 ble stabiliseringen utført direkte i deponiet etter senking av vannstanden til ca kote +1. Det ble i all hovedsak benyttet sement som bindemiddel. I tillegg ble det utført enkelte forsøk med ulike kalk-sementblandinger. Mudringen er i begge faser foretatt med spesialgrabb. Massene ble lastet i tette lektere som ble slept til kai på Pir II like ved deponiet. Arbeidene i fase 1 viste at den benyttede innblanding med sement og filteraske er relativt tidkrevende da filterasken har vesentlig lavere tyngdetetthet enn sement, og medfører derfor lengre tidsbruk for injisering i sedimentene. Mudring Omlasting fra lekter til blandekar / deponi I fase 2 er stabiliseringen utført direkte i deponiet Stabilisering Figur 2: Prinsipp for mudring og stabilisering. Stabilisering direkte i deponiet har vist seg effektivt og har medført en bedre logistikk sammenlignet med metoden som ble benyttet i fase 1. Fasthetsøkningen i stabiliserte masser har skjedd relativt raskt og har gitt god bæreevne og fremkommelighet på stabiliserte områder etter kort tid.

16 Figur 3: Stabiliseringen i fase 2 ble utført i trappetrinn for å kunne nå ned til det dypeste området i deponiet 7.2 Geoteknisk oppfølging Kontroll under anleggsutførelsen fra fase 1 har vist at det oppnås god innblanding og meget god trykkstyrke i de massene som er stabilisert med sement og filteraske i blandekarene på land. Undersøkelser indikerer at delvis herding på land for senere deponering i vannfylt deponi, medfører at massene får inhomogen struktur og at styrken kan bli redusert. Alternative utleggingsmetoder bør derfor vurderes for landstabiliserte masser som senere skal deponeres i vannfylt deponi. Utførte laboratorieforsøk med ulike bindemidler i fase 2, viser at de stabiliserte massene har tilfredsstillende styrkeegenskaper både med sement, sement/aske, sement/kalk og sement/aske/kalk som bindemiddel. Undersøkelser i deponiet viser markert styrkeøkning i de stabiliserte massene. Undersøkelsene indikerer større homogenitet i områder som er stabilisert direkte i deponiet sammenlignet med de områder der metode fra fase 1 ble benyttet. Permeabilitetstester viser at permeabiliteten i stabiliserte masser fra Nyhavna er i størrelsesorden 10-8 m/s. Dette er omtrent tusen ganger mindre enn permeabiliteten i ustabiliserte sedimenter. De stabiliserte sedimentene danner en lite permeabel struktur i deponiets randsone. Dette har resultert i at vannstanden inne i deponiet er svært lite påvirket av variasjoner i ytre vannstand, til tross for tidevannsforskjeller på mer enn 2 m i gjennomsnitt ( se figur 4). Den lave permeabiliteten har også gjort det mulig å senke vannstanden i deponiet til ca kote +1 før oppstart av fase 2 med stabilisering direkte i deponiet. 7.3 Miljøteknisk oppfølging Sedimentundersøkelser Konsentrasjonen av miljøgifter i Ilsvika er betydelig redusert etter mudring. Det er påvist noe gjenværende forurensning i én stasjon ned til ca 20 cm dybde. Dypereliggende sedimenter er rene. Videre ble det observert et øvre slamlag med tykkelse varierende fra 0 til 4 cm i prøvene. Analysene viser at slammet i topplaget har et innhold av tungmetaller og organiske miljøgifter som er i samme størrelsesorden som konsentrasjoner før mudring. Det øvre slamlaget antas å skyldes en kombinasjon av resedimentering av oppvirvlet materiale og utglidning av forurensede masser i omkringliggende områder hvor det enda ikke var mudret. Slamlaget består av

17 finpartikulært materiale med relativt høyt organisk innhold som lett kommer i suspensjon, og som inneholder relativt sett høye konsentrasjoner av tungmetaller og organiske miljøgifter. Gjenværende sedimenter under det øvre slamlaget, klassifisert i tilstandsklasse I og II og anses som rene. Tilsvarende forhold er vist etter mudring i Nyhavna i fase 2, hvor det stedvis ble påvist et øvre slamlag med mektighet opp til 3 cm. Innholdet av miljøgifter i de øvre 5 cm er lite endret i forhold til før mudring, bortsett fra for TBT hvor gjennomsnittskonsentrasjonen i de øvre 5 cm er redusert med 70 %, se tabell 4. Dette kommer i tillegg til at m 3 forurensede sedimenter fra Nyhavna-bassenget er mudret og sikret i deponiet. Tabell 4: Gjennomsnittskonsentrasjoner i øvre 5 cm samt prosentvis endring før og etter mudring i Nyhavna (fase 2). Stoff As Cd Cr Cu Ni Pb Zn Hg PAH (EPA 16) Kons før mudring (mg/kg) B(a)P PCB 7 TBT ,35 7 0,8 0,1 5,5 Kons etter mudring (mg/kg) ,35 8 0,7 0,1 1,5 Endring (%) Basert på erfaringer fra fase 1 er det i fase 2 gjennomført en langt mer detaljert kartlegging av sedimentene både før og etter mudring. Det ble rettet et spesielt fokus på forurensninger i topplaget av sedimentene. Erfaringen fra pilotprosjektet viser behov for systematiske forundersøkelser, både som grunnlag for å planlegge mudringen og for å dokumentere effekten av tiltaket. Fremtidige undersøkelser bør imidlertid i like stor grad fokusere på å dokumentere mektigheten av forurensningene, ikke bare konsentrasjonene i topplaget. Kjerneprøver med massebeskrivelse vil ofte være et godt supplement til kjemiske analyser. Utlekkingsforsøk Utlekkingsforsøk er hovedsakelig utført ved hjelp av ristetester (EN 12457) med både ferskvann og saltvann. Erfaringene fra pilotprosjektet har vist at metoden er uegnet for stabilisert materiale. Resultater fra utførte utlekkingsundersøkelser ved hjelp av ristetesten gir kun generelle indikasjoner på kjemiske prosesser, og vurderes som lite relevante for å forutsi den faktiske utlekkingen fra deponiet, da stabiliserte prøver knuses ned og fysiske effekter som redusert permeabilitet og komprimering ikke kommer til uttrykk ved denne metoden. I løpet av prosjektet har det også blitt klart at ristetesten er lite egnet for organiske forurensninger, da ristetesten i seg selv påvirker de fysiske egenskapene til materialet. Metoden er designet for tungmetaller, men det var ønskelig å undersøke om metoden også kunne benyttes for å få en rask dokumentasjon av utlekking fra organiske forurensninger. Det er også utført utlekkingsforsøk ved bruk av diffusjonstest (NEN 7345) hvor en prøvesylinder av det stabiliserte materialet plasseres i en vanntank. Resultater fra diffusjonstesten bekrefter i stor grad at ristetesten gir et ekstrembilde av utlekkingspotensialet (figur 4). Forholdsmessig høy utlekking av krom rett etter eksponering i vannbadet kan mulig skyldes utvasking av bindemiddel fra kjernens overflate som ikke er bundet som krystaller, og som dels er frigjort som følge av friksjon mot kjernens overflate da prøven ble skjøvet ut fra sylinderen etter herding De utførte undersøkelsene indikerer varierende utlekking avhengig av bindemiddel og blandingsmetode. Sementbasert stabilisering av forurensede sedimenter påvirker redoks-forhold,

18 ph, ionebytteprosesser og andre kjemiske forhold. Disse forholdene har ulik påvirkning for ulike forurensninger.generelt er innholdet av tungmetaller høyere i sjøvannseluat enn i ferskvannseluat, bortsett fra for bly hvor utlekkingen i sjøvann er lavere n1: 0-6 timer n2: 6-24 timer n3: dager n4: dager n5: 4-9 dager n6: 9-16 dager n7: dager n8: dager ristetest < 3 < 2.1 < < <0.1 As Cd Cr Cu Hg Ni Pb Zn Figur 4: Utlekking av tungmetaller ved diffusjonstest (n1 n8) i forhold til ristetest, utført med stabilisert material fra samme serie. Konsentrasjonene er oppgitt i µg/l. Vurdering av utlekkingsrisiko fra deponiet Utlekking fra deponiet vil enten skje som følge av strømning eller diffusjon. I deponiet ved Pir II er strømning som følge av tidevannsfluktuasjoner og konsolidering av innfylte masser vurdert å representere størst utlekking. Det er kun i deponiets tidevannspåvirkede sone hvor det tidvis vil være en utadrettet gradient og dermed risiko for en utadrettet strømning. Stabilisering av sedimentene reduserer denne risikoen ved at permeabiliteten reduseres vesentlig. Effekten av endrede redoksforhold er aktuell med tanke på risiko for økt utlekking som følge av tidevannspåvirkning. Det er imidlertid svært lite sannsynlig at tidevannets fluktuasjoner medfører endringer i redoksforholdene i deponiet. Først og fremst på grunn av at den lave gjennomstrømningshastigheten i både filtersonen og i de stabiliserte sedimentene medfører svært liten tilførsel av nytt oksygenrikt sjøvann. I tillegg kommer tidevannets korte intervaller som medfører at all masse i deponiet, bortsett fra et tynt lag langs deponiets ytre filtersone, vil være upåvirket av tidevannets fluktuasjoner. Normalt vil heller ikke tidevannsfluktuasjoner tilføre nok oksygen inn i de reduserte massene til at redoksforholdene endres og dermed påvirker utlekkingsbildet.

19 nivå deponi ytre vannstand Vannstand [m] : : : : : : : : : :44 Figur 5: Vannstandsobservasjon i deponiet etter avsluttet fase 1. Figur 5 viser at vannstanden i deponiet er lite påvirket av tidevannsfluktuasjonene. Den svake økningen av vannstanden i måleperioden vurderes å skyldes store nedbørsmengder 8 OVERVÅKING AV MUDRING OG DEPONERING AV FORURENSET SEDIMENT - FASE 1. (Rapport Rev 01. Datert ) Overvåkingen av mudringen i Ilsvika og deponiet ved Pir II i 2003 ble gjennomført ved bruk av sedimentfeller og passive prøvetakere (DGT for metaller og SPMD for organiske miljøgifter). Overvåkingen er et supplement til turbiditetsmålinger i tiltaksperioden, samt det årlige overvåkingsprogrammet utført av Fugro Oceanor. 8.1 Mudringsperioden Resultater fra de passive prøvetakerne er vanskelig å relatere direkte til mudringen. Resultatene fra sedimentfellene sannsynliggjør imidlertid at det skjer en økt spredning av miljøgifter i mudringsperioden. I mudringsperioden ble det registrert høyere andel fast stoff, høyere tørstoffinnhold og relativt høye konsentrasjoner av PAH og PCB i sedimentfellene i mudringsområdet i forhold til i referansestasjonen. Dette indikerer spredning av forurensede partikler som følge av mudringen. Konsentrasjonen av metaller i sedimentfellene er like høye på referansestasjonen som i mudringsområdet. Det er derfor vanskelig å skille mellom bidraget fra mudringen og fra andre kilder. Analyser av de passive prøvetakerne viser at den løste fraksjonen av miljøgiftene er lav, og viser at spredning fra mudringen i hovedsak skjer via partikkelfasen.

20 Deponiet Ved deponiet indikerer nivåene av metaller og organiske miljøgifter i sedimentfellene fortsatt tilførsel eller spredning av forurensede partikler. Det er flere mulige kilder oppstrøms målestasjonene, og det er ikke grunnlag for å peke på deponiet som kilde basert på disse resultatene. Resultater fra de passive prøvetakerne indikerer at det skjer en utlekking av miljøgifter fra deponiet. Nøyaktige mengder og risikoen dette utgjør bør undersøkes nærmere. 9 OVERVÅKING AV MUDRING OG DEPONERING AV FORURENSET SEDIMENT - FASE 2. (Rapport Rev 0. Datert ) Overvåkingen av mudringen i Nyhavna og av deponiet ved pir II ble også i 2004 gjennomført ved bruk av sedimentfeller og passive prøvetakere. Overvåkingen er et supplement til turbiditetsmålinger i tiltaksperioden, samt det årlige overvåkingsprogrammet utført av Fugro Oceanor. 9.1 Mudringsperioden Målingene viste avtagende nivåer av miljøgifter i vannet med økende avstand fra mudringsområdet, noe som indikerer at mudringen bidrar til å introdusere forurensede partikler til vannsøylen. Dette gjelder i første rekke PCB, PAH og TBT. Nivåene av metallene kan karakteriseres som lave. Det er imidlertid vanskelig å skille mellom hvorvidt nivåene ute i havnebassenget skyldes tilførsler fra Nidelva, mudringen eller begge deler. Det er ved flere tilfeller høyere nivåer i Nyhavna enn i Nidelva, men det er usikkert i hvilken grad partikler transporteres ut av Nyhavna, noe som blant annet er avhengig av lokale strømforhold. Spotmålinger av turbiditet i forskjellig avstand fra grabben viser at spesielle strømforhold i Nyhavna-bassenget er en medvirkende årsak til relativt høy turbiditet. En strømvirvel med retning inn i bassenget synes å medvirke til målte turbiditetsverdier av omtrent samme størrelsesorden både like ved grabben og opptil meter fra grabben i strømmens retning. Måling ved innløpet til Nyhavna viser imidlertid svært lave verdier på samme tidspunkt og indikerer at oppslemmet materiale i liten grad blir transportert ut av Nyhavna-bassenget. På den annen side er det for flere miljøgifter, både metaller og organiske, høyere nivåer ved stasjon MUD-03 lokalisert ved innseilingen til Nyhavna, enn ved stasjon MUD-01 lokalisert i Nidelva oppstrøms stasjon MUD-03. Det betyr at nivåene på stasjon MUD-03 vanskelig kan forklares utelukkende på bakgrunn av tilførsler fra Nidelva og kan tyde på en påvirkning av mudringen, som i så fall indikerer transport ut av Nyhavna bassenget. Plassering av prøvestasjoner er vist på figur 6.

21 Figur 6: Plassering av overvåkingsstasjoner ved deponiet ved Pir II i I tillegg ble det satt ut passive prøvetakere i en brønn i deponiveggen. 9.2 Overvåking av deponiet Resultatene viser at det er høye konsentrasjoner av partikkelbundet PAH og TBT i vannsøylen i havnebassenget. De høye konsentrasjonene av PAH og TBT i vannsøylen kan ikke relateres til deponiet. Resultatene indikerer at deponiet er blitt tettere ved at nivåene av løste metaller og organiske miljøgifter er betydelig høyere inne i deponiet enn i brønnen i deponiveggen som er på samme nivå som ute i havnebassenget og betydelig lavere enn i At deponiet er blitt tettere støttes av vannstandsmålinger i deponiet som viser at vannstanden i deponiet er stabil og uavhengig av tidevannssyklusen som vist i figur 5.

22 MILJØGIFTER I MARINE ORGANISMER I TRONDHEIM HAVN (Fugro Oceanor rapport nr: C75040/3791. Rev 1. Datert ) I tillegg til overvåkingen som utføres i Pilotprosjektet, gjennomføres en årlig overvåking av deponiet av Fugro Oceanor. Dette overvåkingsprogrammet løper over flere år og bekostes av Trondheim Havn. Resultater fra prøvetaking høsten 2005 er gjengitt i det etterfølgende. Samtlige overvåkingsresultater er sammenstilt i tabell 5 og 6. Overvåkingen består av målinger av miljøgifter i blåskjell og i tang i 4 stasjoner ved deponiet samt i en referansestasjon. Prøver av blåskjell og tang tas fra tre stasjoner utenfor deponiet og fra to referansestasjoner, en ved Lade molo og en i Korsvika. Det har tidligere vært ytterligere en stasjon inne i deponiet. Denne stasjonen har utgått på grunn av at det nå er deponert sedimenter i dette området. Stasjonenes plassering er vist med blått på kartet i figur 6. Innholdet av metaller i blåskjell fra overvålkingsstasjonene var lavt og blåskjellene ble i all hovedsak klassifisert i beste klasse (tilstandsklasse I). Ved noen overvåkingsstasjoner inneholdt blåskjellene enkeltelementer i konsentrasjoner som tilsvarer tilstandsklasse II (Cu i Nyhavna, As v/ Lade molo, Cr i Korsvika). Innhold av kobber i tang fra de to overvåkningsstasjonene Deponi V og Deponi Ø har økt noe i løpet av de siste par årene, og er fortsatt klassifisert i tilstandsklasse II. Innholdet av metallene krom nikkel og bly er også økt til tilstandsklasse II i 2005 ved stasjonen Deponi V. I Nyhavna er innholdet av kobber, bly og sink i tang tilsvarende tilstandsklasse II, mens krom og nikkel tilsvarer klasse II. For øvrig er innholdet av metaller i tang tilsvarende tilstandsklasse I. Det er kun lokaliteten Nyhavna som kan karakteriseres som forurenset med bakgrunn i innhold av TBT og organiske miljøgifter i blåskjell og tang. Blåskjell og tang fra de øvrige lokalitetene klassifiseres enten i beste eller nest beste tilstandsklasse for de undersøkte parametrene, henholdsvis ubetydelig-lite (tilstandsklasse I) og moderat forurenset (tilstandsklasseii). Det er registrert et redusert innhold av enkelte miljøgifter i blåskjell i 2004 og 2005, for øvrig er det liten variasjon mellom stasjoner og undersøkelsesår. Når det gjelder innhold av TBT i blåskjell er konsentrasjonen gradvis redusert fra Konsentrasjonsnivået er redusert fra tilstandsklasse II i 2004 til klasse I i 2005 ved tre av fire stasjoner. I Nyhavna er konsentrasjonen redusert fra tilstandsklasse IV i 2004 til klasse III i Innholdet av organiske miljøgifter i blåskjell har generelt vært lavt (tilstandsklasse I), bortsett fra i Nyhavna. Her har konsentrasjonene blitt redusert fra tilstandsklasse IV i 2004 til klasse II i Det ble ikke påvist PCB over kvantifiseringsgrensen (<5 µg/kg) i noen stasjoner.

23 Tabell 5: Innhold av tungmetaller og organiske miljøgifter i blåskjell. Tabell 6: Innhold av tungmetaller og organiske miljøgifter i tang (grisetang og blæretang).

24 TRACER UNDERSØKELSE DEPONIET VED PIR II (Rapport Rev 0. Datert ) 11.1 Bakgrunn for tracerforsøk: Deponiet i Trondheim havn ved Pir II er bygd som et tradisjonelt strandkantdeponi med naturlig avvanning av forurensede sedimenter gjennom et sandfilter i deponiveggen. I den første perioden som forurensede sedimenter ble fylt i deponiet, ble det observert at vannstanden i deponiet varierte som følge av de naturlige tidevannsvariasjonene, dvs. at vannet kunne passere gjennom sandfilteret slik det var tenkt. I 2002 ble sedimentet stabilisert før det ble plassert i deponiet. Det kunne da observeres at deponiet ble tettere. Etter hvert som mengden stabiliserte sedimenter økte i deponiet, minsket vannstandsfluktuasjonen i deponiet. I 2005 kunne det ikke lenger observeres at vannstanden i deponiet varierte som følge av tidevannsvariasjonene. Parallelt med innfylling og stabilisering av forurensede sedimenter i deponiet ble det utført overvåking bl.a. via prøvetaking av vann fra brønner i deponiet/deponiveggene. Rett utenfor deponiet i fjorden ble det også utført overvåking av miljøgiftinnhold i blåskjell og grisetang/blæretang. Denne overvåkingen viste ingen påvirkning fra deponiet, tvert imot ble miljøgiftinnholdet litt redusert i blåskjell og grisetang/blæretang for hvert år. Den stabile vannstanden inne i deponiet tydet på at det var en begrenset vannutveksling mellom deponiet og sjøen, og prøvene av blåskjell og grisetang/blæretang viste ikke noe økt opptak av miljøgifter. Brønnen i deponiveggene viste imidlertid forhøyede konsentrasjoner av miljøgifter i forhold til innholdet i sjøen. For å øke forståelsen av hvordan deponiet fungerte med henblikk på vannutveksling og eventuell transport av miljøgifter til sjøen, ble det skotske spesialfirmaet Environmental Tracing Systems Ltd. (ETS) ble engasjert for å bistå arbeidsgruppen i med en tracer studie. Det ble besluttet å belyse følgende punkter ved hjelp av tracerforsøk: a) Om vann lekker ut av deponiet b) Om forurensede partikler lekker ut av deponiet c) Eventuelt kvantifisere utlekkingen Det ble besluttet at så langt det var mulig skulle testene utføres mens det fortsatt var fritt vannspeil i deponiet. Denne perioden ble sett som den mest kritiske med henblikk på utlekking fordi vannet på innsiden kunne med sitt hydrostatiske trykk gi en vanntransport fra deponi og ut til sjø i perioder med lavvann i sjøen. Etter at deponiet var fylt opp helt og tømt for vann ville transport til sjøen være begrenset Hydraulisk tracerforsøk: En periode i april 2005 med store tidevannsforskjeller (springflo), ble valgt for å vurdere om vann fortsatt lekket ut av deponiet. ETS utførte forsøket ved å tilsette fargestoffet Rhodamine WT i deponiet. Fargen ble tilsatt ved lavvann i fjorden, hvorpå tilstedeværelsen av fargestoff både i elven og fjorden rund deponiet ble overvåket. Overvåkingen ble gjennomført over flere tidevannssykler, også i brønner etablert i deponiveggene. Da fargestoffet hadde blitt homogent blandet var konsentrasjonen av Rhodamin i deponiet omtrent 1400 ppb. Rhodamin ble første gang målt i fjorden og elven omtrent 20 timer etter at fargestoffet ble tilsatt i deponiet. I de påfølgende 28 timene fjorden ble overvåket, kunne man fortsatt påvise fargestoff

25 i små flekker i områder vest, nord og øst for deponiet. Konsentrasjonene i fjorden ble målt til maksimalt 7 ppb, tilsvarende ca 200 ganger fortynning fra deponiet. Fargestoffet ble generelt påvist ved starten av springfloen eller på stigende tidevann rett etter lavvann fra 20 til 48 timer etter at fargen ble tilsatt. Dette var tilfellet på de fleste stedene hvor farge ble påvist Figur 7. Isolinjeplot, Rhodamin resultater. Rhodamin ble først målt i flere av brønnene omtrent 25 timer etter at fargestoffet ble tilsatt i deponiet. I likhet med overvåkingen av fargestoffet i fjorden, ble det tatt prøver intensivt frem til 48 timer etter at Rhoadmin var tilsatt. Det ble observert at maksimum konsentrasjonen i brønnene økte over tid opp til 13 ppb etter ca. 24 timer og 52 ppb etter 41 timer (brønn 3). Det ble derfor tatt prøver i brønnene over et lengre tidsrom, med en lavere prøvetakingsfrekvens enn de første 48 timene, frem til 23 dager etter at fargestoffet var tilsatt deponiet. Totalt 9 serier med prøver ble samlet inn i løpet av denne perioden og Rhodamin ble påvist ved flere tilfeller. Det ble observert økende konsentrasjoner over tid i brønnene, opp til 162 ppb på dag 19. Det tilsvarer en 10 ganger fortynning hvis en sammenligner med den opprinnelige konsentrasjonen i deponiet. Det ble konkludert med at det var en viss vanntransport fra deponiet til sjøen. Videre hadde fargekonsentrasjonen økt over tid i brønnene, til omtrent 1/10-del av konsentrasjonen inne i deponiet. Det er derfor sannsynlig at dersom overvåkningen hadde fortsatt i fjorden og elven utover de 48 timene, hadde en også registrert høyere fargekonsentrasjoner der Partikulært tracerforsøk: Det ble besluttet å se om det var mulig å påvise om det også foregikk en partikkeltransport fra deponiet til sjøen. Forsøk ble utført i juli 2005 ved at det ble tilsatt 16,5 kg fluorescerende (EcoTrace UV) finfraksjon tracerpartikler (totalt partikler) i deponiet. Flere groper ble gravd ut i deponiet til en dybde som tilsvarte omtrent middel tidevannsnivå i fjorden. Tracer partiklene ble tilsatt i gropene i frosne blokker av partikkel-sediment blanding. Under gravingen ble det observert et innsig av vann i noen av gropene. Det er uklart om vanninnsiget skyldes oppstuet grunnvann i deponiet eller om det er en direkte hydraulisk link mellom deponiet og fjorden gjennom enkelte svakhetssoner i deponiets konstruksjon. Som følge av utplasseringen av tracerpartiklene ble det tatt prøver av sjøbunnen ved 4 anledninger henholdsvis 1, 7, 24 og 58 dager etter tilsettingen. Det ble først funnet svært lave konsentrasjoner av tracerpartikler etter syv

26 dager i 7 av de 36 kontrollstasjonene i sjøen. Etter 24 dager ble det funnet svært lave konsentrasjoner av tracerpartikler i 2 av de 36 stasjonene. Etter 58 dager ble det ikke funnet tracerpartikler i noen av stasjonene. Funnene ble gjort i områder der det tidligere også ble påvist farge i den hydrauliske undersøkelsen Vurderinger: Testen med fargestoff og tracerpartikler viste at det er en transport av vann og finstoff fra deponiet ut i fjorden og elven. Det har ikke vært mulig å gi en direkte kvantifisering av den registrerte transporten. Spredning og fortynning fra deponiet er beregnet på bakgrunn av målinger av en rekke stoffer i brønner i deponiveggen samt målte Rhodaminkonsentrasjoner i brønnene og i sjø (figur 8). Utlekkingen ser imidlertid ut til ikke å gi noen påvirkning på biota, da det ikke er målt noen forhøyede konsentrasjoner av metaller og organiske miljøgifter i blåskjell og grisetang/blæretang rett utenfor deponiet. Deponiet er nå avsluttet og er fylt opp med masser. Det skal i tillegg tildekkes med et tett dekke for å unngå tilførsler av nedbørsvann. TBT B(a)P : 0,0002 ug/l - 0,0004 ug/l : 0,00009 ug/l - 0,0002 ug/l : <0,00009 ug/l Kobber : 0,0005 ug/l - 0,001 ug/l : 0,0002 ug/l - 0,0005 ug/l : <0,0002 ug/l Kadmium : 0,2 ug/l- 0,3 ug/l : 0,08 ug/l- 0,2 ug/l : <0,08 ug/l : 0,005 ug/l- 0,01 ug/l : 0,002 ug/l- 0,005 ug/l : <0,002 ug/l Figur 8: Beregnede konsentrasjoner av TBT, benso(a)pyren, kobber og kadmium utenfor deponiet på bakgrunn av måling a stofene i brønnene og målt Rhodamin i brønner og i sjø.

27 Det er ikke utført studier i Norge tidligere med fargestoff og tracerpartikler av slike deponier. Metoden er meget følsom og kan detektere meget små lekkasjer, men det er behov for å utvikle bedre metoder for kvantifisering av lekkasjer med denne metoden. Med noe videreutvikling vil metoden egne seg for kontroll og risikovurdering av bl.a. eldre deponier som ligger i strandkanten 12 RENSETEKNOLOGI (Rapport Rev 0. Datert ) Rapporten dokumenterer et litterstaurstudie som ble utført forut for den praktiske gjennomføringen av renseprosjektet. Rensing av sedimenter gjøres enten ved at forurensningen fjernes fra kildematerialet, endres til mindre farlige forbindelser eller dekomponeres. Dette kan oppnås ved bruk av følgende hovedprinsipper: Mekanisk behandling Kjemisk behandling Termisk behandling Biologisk behandling Rensing av sedimenter er pr i dag generelt mer kostnadskrevende enn andre tiltaksmetoder, som ulike former for deponering. Fremtidige miljøkrav knyttet til deponering og eventuelle andre tiltak forventes å øke, slik at rensealternativer blir mer økonomisk interessante. Valg av rensing fremfor andre tiltak avhenger derfor først og fremst av ytre forhold som pålegg og krav fra myndigheter og lokalsamfunnets aksept. I tillegg vil tilgjengelig teknologi og tilgang til nødvendige arealer for midlertidig lagring/behandling være avgjørende for valg av behandlingsmetode. Erfaringer fra utlandet viser at biologisk renseteknologi har best økonomisk levedyktighet. Høy renseeffekt er oppnådd både ved biologisk rensing, termisk desorpsjon, væskeekstraksjon og sedimentvasking. I tilfeller der forurensningen kan knyttes til spesielle partikkelstørrelser, er spesielt mekanisk separasjon attraktivt for å redusere volum masse som trenger videre behandling. Det er kritisk for resultatet å inneha god kunnskap om sammensetning og fordeling av forurensningen, samt om sedimentenes sammensetning er egnet for valgt metode. Konkret er følgende behandlingsmetoder vurdert som aktuelle for Pilotprosjektet i Trondheim havn: Våt-mekanisk separasjon Kombinasjon av våtmekanisk separasjon og våt-kjemisk oksidasjon Forbrenning Biologisk on-site rankekompostering for vurdering av TBT-nedbrytning.

28 UTFØRTE ARBEIDER. RENSEPROSJEKTET (Rapport , Rev 0. datert ) Det er gjennomført et fullskalaforsøk med behandling av forurensede sedimenter ved hjelp av våtmekanisk separasjon. Til sammen ca tonn sedimenter fra forskjellige lokaliteter i Trondheim havn er behandlet. Forsøket er utført i perioden april juni i 2005 av SAR Deconterra AS som underleverandør til Skanska. Det ble benyttet et mobilt behandlingsanlegg med en optimal kapasitet på ca 5 m 3 /time. Reell kapasitet i Trondheim var ca 2,5 m 3 /time. Hensikten med separasjonsteknologi er å skille de rene fraksjonene fra forurensede fraksjoner. Forurensningene er i hovedsak bundet til organiske partikler og finpartikulært materiale. Ved å skille ut de forurensede fraksjonene, reduseres volumet av masse som trenger kontrollert deponering. For at separasjon skal være kostnadseffektiv, bør minst 60 % av sedimentene ha en kornstørrelse tilsvarende sand eller større, og den behandlede massen bør ha en renhetsgrad som tilfredsstiller fri disponering av massen. En prinsippskisse av inngående og utgående massestrøm fra våtmekanisk separasjon er vist i figur 9. I tillegg tilsettes også noe vann som resirkuleres i anlegget. Ved behov for å slippe ut prosessvann blir det først renset gjennom et sandfilter og et kullfilter. Forurenset sediment Våtmekanisk rensing Grov masse (> 5 mm) - ren Fin grus (2-5 mm) - ren Sand (0,06-2 mm) - ren Finstoff (<0,06 mm) - forurenset Organisk materiale - forurenset Figur 9: Prinsippskisse av inn- og utgående massestrøm ved våtmekanisk separasjon. Forurensningsproblematikken i Trondheim havn er hovedsakelig knyttet til innhold av PAH, TBT og delvis PCB, mens innholdet av metaller generelt er lavt. Konsentrasjonen av miljøgifter i de inngående massene i anlegget ble noe lavere enn forventet på grunn av en del innblanding av rene sedimenter ved mudring. Restverdiene av miljøgifter i de ulike fraksjonene behandlede masser, spesielt TBT, var i dette prosjektet for høye til at massene kunne anvendes fritt etter behandlingen. Det var også en del synlig organisk materiale og avfall i de to groveste fraksjonene (grovfraksjon og fin grus). Det må imidlertid tas med i vurderingene at det er benyttet et anlegg som er designet for jordvasking, og at det har vært begrensede muligheter for tilpasninger av anlegget i forhold til prosessering av sedimenter. Det konkluderes derfor med at renseprosjektet i Trondheim havn har vist at våtmekanisk separasjon er teknisk mulig som tiltaksmetode for forurensede havnesedimenter, men det kreves fortsatt en del tilpasninger av prosessen for å oppnå tilstrekkelig renhetsgrad av den behandlede massen. Ved gjennomføring av et større kommersielt prosjekt, forventes det at ytterligere optimalisering av prosessanlegget vil føre til forbedringer i rensegraden. Tilsvarende vil kostnadene ved større og mer optimalt tilpasset anlegg reduseres.

29 Figur 10: Utskilt fin grus i container Figur 11: Utskilt sand i container 14 KOST-NYTTE ANALYSE FASE 1 OG FASE 2. (MUDRING OG STABILISERING). (Rapport Rev 02. Datert ) En åpenbar nytteverdi av at forurensede sedimenter er fjernet er bedre vannkvalitet og mindre forurensede sedimenter. I tillegg vil et deponi med stabiliserte masser også føre til økte havnearealer og dermed mulighet for ekstra salgs- eller leieinntekter for Trondheim Havn. Pilotprosjektet har delvis benyttet restprodukter fra industrien som tilsats ved stabiliseringen. I pilotprosjektets fase 1 ble filteraske benyttet som bindemiddel i tillegg til sement. På denne måten har et restprodukt blitt utnyttet som en ressurs. I fase 2 er det i all hovedsak blitt benyttet sement, men også mindre mengder kalk. Kostnaden for mudring, stabilisering og deponering har i fase 1 vært 8,4 mill. kr for m 3 forurensede sedimenter. I fase 2 har tilsvarende kostnad vært 7,7 mill. kr. for m 3 forurensede sedimenter. I fase 1 har stabiliseringen vært utført i blandekar på land, hvilket har medført ekstra transport av massene. I fase 2 ble stabiliseringen utført direkte i deponiet. Det var derfor forventet noe lavere kostnader. Resultatene bekrefter også at kostnaden ble redusert i fase 2 (770 kr/m 3 mot 780 kr/m 3 i fase 1), om enn ikke så mye som forventet. Den viktigste forklaringen til at kostnadsreduksjonen er beskjeden, er at det ble blandet inn mer sement i fase 2 og at prisen på sement samtidig hadde økt. Ved uendret innblandingsforhold og sementpris ville besparingen i fase 2 ha vært ca. 10 % i forhold til fase 1 (i kr/m 3 ). Det er beregnet en kostnad ved ideell fremdrift på i størrelsesorden 300 kr/m 3 (i underkant av 200 kr/tonn) for mudring, transport, stabilisering og innfylling i deponi (ekskl. etablering av deponi). Med ideell fremdrift menes mudring og stabilisering av forurenset sediment i et større fullskala kommersielt prosjekt (> m 3 ), hvor det mudres mellom m 3 i døgnet og hvor stabilisering foregår direkte i deponiet, slik det ble gjort i fase 2. Den totale kostnaden for å deponere m 3 forurensede sedimenter for å fylle deponiet ved Pir II, er ca 40 mill. kroner. Her er alle kostnader medregnet, dvs. kostnader for bygging av deponi, mudring, transport og innfylling i deponi, stabilisering av m 3, planlegging, administrasjon og rapportering, samt avslutning av deponiet. Dersom all masse skulle blitt levert til NOAH Langøya, ville kostnaden inkludert mudring og transport vært i størrelsesorden 70 mill kroner. Dette er dyrere enn den valgte løsningen. I tillegg kommer at deponering og stabilisering i et stranddeponi gir en merverdi i form av nytt landareal på m 2 som grunneieren kan utnytte for utleie eller salg.