Kilde :   www.jernbaneverket.no/.../Brosjyre_JBV_Follobanen...      Miljørisikovurdering for ferskvanns-forekomster ved utbygging av dob-beltsporet jernbane gjennom Follo.

Miljørisikovurdering for ferskvanns- forekomster ved utbygging av dob- beltsporet jernbane gjennom Follo.

Kilde : www.jernbaneverket.no/.../Brosjyre_JBV_Follobanen...

Hovedkontor Sørlandsavdelingen Østlandsavdelingen Vestlandsavdelingen NIVA Midt-Norge Gaustadalléen 21 Jon Lilletuns vei 3 Sandvikaveien 59 Thormøhlensgate 53 D Høgskoleringen 9

0349 Oslo 4879 Grimstad 2312 Ottestad 5006 Bergen

Telefon (47) 22 18 51 00 Telefon (47) 22 18 51 00 Telefon (47) 22 18 51 00 Telefon (47) 22 18 51 00 7034 Trondheim Telefax (47) 22 18 52 00 Telefax (47) 37 04 45 13 Telefax (47) 62 57 66 53 Telefax (47) 55 31 22 14 Telefon (47) 22 18 51 00

Internett: www.niva.no Telefax (47) 73 54 63 87

Tittel

Miljørisikovurdering for ferskvannsforekomster ved utbygging av dobbeltsporet jernbane gjennom Follo.

Løpenr. (for bestilling)

6530-2013

Prosjektnr. Undernr.

13025 2

Dato

8.mai 2013

Sider Pris

28

Forfatter(e)

Torleif Bækken, Karl Jan Aanes og Torulv Tjomsland

Fagområde

Vannforvaltning

Geografisk område

Akershus

Distribusjon

Trykket

NIVA

Oppdragsgiver(e)

Jernbaneverket, Utbygging

Oppdragsreferanse

Vidar Tveiten

Sammendrag

Utbyggingen av ny jernbanetrase fra Oslo til Ski medfører bygging av Norges lengste jernbane-tunnel. Drivingen av jernbanetunnelen vil medføre at det produseres anleggsvann fra tunneldriften. Det er i denne rapporten gitt en beskrivelse av potensiell forurensingsbelastning ved anleggsvirksomhet, og en vurdering av påvirkningsgrad og mulige effekter av utslipp fra anleggsdriften på aktuelle ferskvannsresipienter. Rapport omhandler følgende ferskvannsresipienter: Nederste del av Alna i kulvert, Gjersrudbekken og Ljanselva, Dalsbekken og Gjersjøen.

Basert på miljørisiko er det anbefalt grenseverdier for partikler og pH i renset anleggsvann som slippes til resipienter.

Fire norske emneord Fire engelske emneord

1. Miljørisiko ^1. Risk assessment

2. Tunneldriving ^2. Tunnel construction

3. Ferskvannsresipient ^3. Freshwater recipient

4. Biologi ^4. Biology

Torleif Bækken Karl Jan Aanes Thorjørn Larsen

Prosjektleder Forskningsleder Forskningsdirektør

ISBN 978-82-577-6265-0

Miljørisikovurdering for ferskvannsforekomster ved

utbygging av dobbeltsporet jernbane gjennom Follo.

Forord

I forbindelse med prosjektet ”Nytt dobbeltspor Oslo – Ski, Follobanen, parsell tunnelstrekning” har Dr. Ing. A. Aas-Jakobsen AS inngått avtale med Jernbaneverket Utbygging om prosjekteringen. Dr. Ing. A. Aas- Jakobsen AS har så engasjert Norsk institutt for vannforskning som underkonsulent til å gjennomføre miljørisikovurderinger knyttet til utslipp fra Follobanen til ferskvanns- og sjøresipienter.

Oppdraget omfatter også strekningene på hver side av tunnelen som berører innføring til Oslo S og dagsonen Langhus - Ski stasjon. NIVAs kontaktpersoner har vært Vidar Tveiten, Jernbaneverket Utbygging og Gisle Kvaal Grepstad ved Multiconsult. NIVA takker for god dialog og samarbeid.

Oslo, 8. mai 2013

Torleif Bækken

Innhold

  Sammendrag 5 

1. Innledning 7 

2. Influensområder 7 

3. Potensiell forurensingsbelastning 9 

3.1 Påvirkningstyper 9 

3.1.1 Partikkelforurensning 9 

3.1.2 Nitrogenavrenning 9 

3.1.3 Sprengstoff og høy pH 10 

3.1.4 Metallavrenning 11 

3.1.5 Olje og kjemikalier 11 

4. Påvirkning av resipeinter 11 

4.1 Alna 11 

4.2 Gjersrudbekken 12 

4.3 Ljanselva 15 

4.4 Dalsbekken 15 

4.5 Gjersjøen 16 

4.5.1 Model og inputdata 18 

4.5.2 Simulerte resultater 20

4.5.3 Diskusjon og konklusjoner 23

5. Overvåkning 27 

6. Referanser. 27 

Sammendrag

Utbyggingen av ny jernbanetrase fra Oslo til Ski medfører bygging av Norges lengste jernbane-tunnel.

Drivingen av jernbanetunnelen vil medføre at det produseres anleggsvann fra tunneldriften. Det er i denne rapporten gitt en beskrivelse av potensiell forurensingsbelastning ved anleggsvirksomhet, og en vurdering av påvirkningsgrad og mulige effekter av utslipp fra anleggsdriften på følgende

ferskvannsresipienter:

 Nederste del av Alna i kulvert  

 Gjersrudbekken 

 Ljanselva  

 Dalsbekken  

 Gjersjøen  

Basert på miljørisiko er det anbefalt grenseverdier for partikler og pH i renset anleggsvann som har utslipp til ferskvannsresipienter.

Disse er:

Alna, krav til utslipp av anleggsvann fra jernbaneområdet til Alna kan settes høyere enn 100 mg SS/l som et to ukers gjennomsnitt, men med maksimalkonsentrasjon på 1000 mg/l. Et rensekrav på 100 mg SS/L ved utslipp til Alna-kulverten er nok relativt høyt i og med at vannet her går i en lukket kulvert til marin resipient. Det vil kanskje være mer naturlig å sette rensekravet tilsvarende det som vil være gjeldene for øvrige utslipp til marin resipient. Samtidig bør en i utslippskravet ta hensyn til at utløpet fra Alna er i overflaten og dette vil kunne skape visuelle endringer i nærområdet. En løsning her kan være, om dette ikke er akseptabelt, å føre avløpsvannet i rør gjennom kulverten til aktuelt dyp i marin resipient. Partikkelkonsentrasjonen i utslippet overvåkes kontinuerlig med turbiditetsmåler. For krav i forhold til virkninger i sjøresipienten se Berge 2013.

Gjersrudbekken, det settes et rensekrav på 100 mg SS/l som et to ukers gjennomsnitt og et krav til maksimal konsentrasjon på 1000 mg/l. Dette bør gjelde under hele anleggsperioden, inkludert arbeidene med tverrslag og TBM (Tunnel boring machine). For å redusere risikoen for ammoniakk forgiftninger, anbefaler vi at pH i avløpsvannet ikke skal overstige pH 8.

Ljanselva, de rensekravene som settes for utslipp til Gjersrudbekken forventes å være tilstrekkelige også for Ljanselva.

Dalsbekken, de rensekravene som settes mht partikkel konsentrasjonen i avløpsvannet fra rense- bassenget, før det slippes på Dalsbekken, foreslås i området 100 til 200 mg SS/l som et to ukers gjennomsnitt, og med en maksimalverdi på 1000 mg/l. Dalsbekken har dårlig økologisk tilstand og pr.

i dag synes å ha biota av liten interesse. Rensekravet er imidlertid av større interesse for Gjersjøen som er råvannskilde for drikkevann til Oppegård kommune (se neste avsnitt).

Gjersjøen, de rensekravene som settes mht partikkel konsentrasjonen i avløpsvannet fra anleggs- området ved Ski stasjon, før det slippes på Dalsbekken, synes å være tilstrekkelig for å ivareta drikkevannsinteressene i Gjersjøen. Her viser resultatene fra inneledende modellkjøring (som er gjort for å få et bilde av mulig partikkelpåvirkning på råvanns-kvaliteten til vannverket til Oppegård kommune) at den beregnede økningen i turbiditet pga. bidraget fra arbeidet med Follobanen vil bli

under 0,5 FNU ved en utslippskonsentrasjon på 100 mg SS/l fra anleggsområdet og dobles ved et utslipp på 200 mg SS/l. En slik økning i turbiditeten antas å være innen normale variasjoner av dagens verdier for turbiditet i råvannet. Dette gir da grunnlag for å anta at det sannsynligvis ikke vil bli målbare endringer i vanninntaket. Samtidig skal det legges til det her ikke er regnet med at det er noen retensjon av partikulært materiale fra utslippsområdet og ned til Gjersjøen og at turbiditeten i innsjøen påvirkes også av annet partikulært materiale enn mineralske partikler. Økt innhold av partikler vil primært være et problem i perioden da det er høst- og våromrøring av vannmassene. Behov for eventuelle tiltak mot spesielt mineralske partikler i inntaksvannet må vurderes av vannverkets eiere.

1. Innledning

Utbyggingen av ny jernbanetrase fra Oslo til Ski medfører bygging av Norges lengste jernbane-tunnel.

Drivingen av jernbanetunnelen vil medføre at det produseres avløpsvann fra tunneldriften som sammen med avrenning fra øvrig aktivitet etter nødvendig rensing, vurderes ledet til nærliggende resipienter. Vurderingene er forenklet ved at de er basert på at arbeidet utføres primært ved at det benyttes fullprofilboring (TBM) supplert med noe konvensjonell driving med sprengning. Det er antatt at arbeidet vil foregå ved døgnkontinuerlig drift og 7 dagers arbeidsuke.

Det er i denne rapporten gitt en vurdering av påvirkningsgrad og mulige effekter av utslipp fra anleggsdriften på aktuelle ferskvannsresipienter. Vurderingene er basert på det materialet en har kunnet fremskaffe om de aktuelle resipienters miljøtilstand, naturverdier, dagens belastning samt antatt påvirkning fra tunneldriving mm.

2. Influensområder

Influensområdene for utslipp av anleggsvann fra tunnelvirksomheten inkluderer både ferskvanns- resipienter og saltvannsresipienter. Foreliggende rapport omhandler følgende ferskvannsresipienter:

 Nederste del av Alna i kulvert

 Gjersrudbekken og Ljanselva

 Dalsbekken

 Gjersjøen

Med unntak av Alna, som bare er ferskvannsresipient i kulvert før denne munner ut i Oslofjorden, er områdene vist på kart (Figur 1 og Figur 2 )

Figur 1. Ljanselva og Gjersrudbekken

Gjersrudbekken Ljanselva

Figur 2. Gjersjøen og Dalsbekken.

Gjersjøen

Dalsbekken

3. Potensiell forurensingsbelastning

3.1 Påvirkningstyper

Forurensningsbelastningen på vassdrag fra denne type aktivitet (fullprofilboring og konvensjonell driving med boring og sprengning), som i anleggsfasen vil fungere som resipienter, vil generelt først og fremst dreie seg om følgende (hentet fra Aanes og Berge 2012):

 Partikkelforurensning som følge av partikkelholdig drensvann/avrenning fra tunnel driving, knusing, fyllinger, massedeponier (ikke aktuelt for Follobanen), utgravninger, erosjon mm.

Skadepotensialet avhenger av partiklenes opphav, bergart, grad av nedslamming og

hydrologiske forhold i resipienten. Videre vil resipientens sårbarhet for partikkelpåvirkning ha betydning.

 Nitrogenavrenning fra sprengstoffrester (NO3 og NH4) i tunnelvannet.

 Høy pH (basisk) i tunnelvann grunnet bruk av sement til injeksjon og anvendt som sprøytebetong for vann og frostsikring, samt ved kontaktstøp mot fjell.

 Metallavrenning fra boreslam og sprengstein. Forurensningspotensialet avhenger av metallinnholdet i bergarten, om det genereres sur avrenning og muligheter for utvasking av metaller som følge av blottlegging av sulfidholdige mineraler. For Follobanen kan dette være aktuelt i et meget begrenset omfang, og da på grunn av alunskifer i området ved innføring til Oslo S.

 Oljespill fra anleggstrafikk og riggområder, og olje og PAH-rester i tunnelvann/partikler.

3.1.1 Partikkelforurensning

Muligheten for partikkelforurensning av vann og vassdrag er alltid til stede ved tunneldriving, massedeponering og annen anleggsvirksomhet. Effektene på bekker, elver og innsjøer kan variere sterkt, fra dramatisk tilslamming med utstrakte skader på organismelivet i resipienten, til minimale effekter hvor skadelige virkninger knapt kan registreres. Tiltak for å redusere tilførselen av partikler til vassdrag kan i betydelig grad redusere skadeomfanget.

Krav til partikkelinnhold og øvrige forurensende komponenter må vurderes ut fra forhold som resipientens sårbarhet og resipientkapasitet, eventuelle natur/verneverdier og hvor lett/vanskelig lokaliteten/vassdragsavsnittet som påvirkes, kan hente seg igjen etter at belastningen er opphørt.

Videre vil dagens naturforhold mht. partikkelpåvirkning ha betydning (- er vassdraget et klarvanns- vassdrag eller er naturtilstanden et vassdrag med høy turbiditet/partikkeltransport i perioder på grunn av erosjon i nedbørfeltet).

3.1.2 Nitrogenavrenning

Sprengstoff, som primært er ammoniumnitrat, fører til økte tilførsler av nitrogenholdige stoffer i avrenningsvannet under anleggsperioden. Nitrogen fra udetonert sprengstoff vil være i form av nitrater (NO3-) og ammonium (NH4+). Når sprøytebetong anvendes, kan avrenningsvannet bli sterkt basisk, avhengig av type akselerator i betongen og mengden prelletap (Bækken et al 2007). Høy pH (basisk) medfører at noe ammonium går over til ammoniakk (NH3). Ferskt tunnelvann og, eller avrenning fra fersk sprengstein kan være sterkt basisk og inneholde til dels høye konsentrasjoner av ammoniakk.

Ammoniakk er giftig og meget skadelig for de fleste vannlevende organismer ved konsentrasjoner over 1 mg/l. Laksefisk reagerer på konsentrasjoner ned mot 0,01 mg/l. Ammoniakken vil etter hvert delvis fordampe og delvis (avhengig av pH og temperatur) gå over til relativt ufarlig ammonium og videre oksidere til nitrat. Både ammonium og nitrat er plantenæringsstoffer. I ferskvann får de som regel liten virkning, men i marine områder vil økt nitrogentilførsel (både NO3- og NH4+) kunne gi en gjødslingseffekt. I mindre, avgrensede, sjøområder med liten vannutskiftning kan dette gi eutrofi- problemer med algeoppblomstringer.

3.1.3 Sprengstoff og høy pH

Etter sprengning vil nitrogenforbindelser fra sprengstoffet løse seg i tunnelvannet og følge med dette og sprengsteinen ut av tunnelen. Disse restproduktene består stort sett av nitrat og nitritt, og

ammonium (NO₃ og NH₄). For Follobanen er det gitt et anslag for konsentrasjonen i tunnelvannet for den driftsformen som er valgt som er i størrelsesorden 50 mg tot N /l på basis av erfaring fra lignende anlegg de siste årene.

Betong brukes til injisering/forinjisering, samt sprøytes ofte på tak og vegger i tunnelene. Det blir alltid noe tap (prelletap) og søl. Uherdet betong gir tidvis meget høye pH-verdier i tunnelvannet. Man må regne med at tunnelvann i perioder har en pH verdi omkring 12 – 12,5. Dette er en sterk base som er etsende og i seg selv skadelig for miljøet. I et miljø med høy pH går ammonium(NH₄) over til ammoniakk (NH₃) som er meget giftig for vannlevende organismer (Figur 3).

Figur 3.. Sammenhengen mellom temperatur og pH for dannelse av ammoniakk fra ammonium.

Mengden av nitrat og ammonium kan bli høy i tunnelvannet, men mest problematiske er

konsentrasjonen av ammonium (NH4). Konsentrasjonene vil variere mye, og de kan nå 20 - 30 mg N/l.

Ved en konsentrasjon på f. eks. 30 mg NH4 /l ved 20 grader og ved en ved pH verdi på 7,5 av vil det være ca 0,36 mg/l ammoniakk (NH3). Dette er en konsentrasjon som er dødelig for mange

vannlevende organismer. Ved høyere pH-verdier øker andelen ammoniakk. Ved lavere temperaturer synker andelen ammoniakk. Temperaturen bør derfor måles parallelt med pH i avløpsvannet.

Det er komplisert å fjerne nitrogen ved rensing og det settes gjerne ikke krav til rensing. Andelen ammonium vil i utgangspunktet være ½ av tot-N og fordi ammonium går over til ammoniakk ved økende pH (og temperatur) er pH helt avgjørende og krav til pH i avløpsvannet fra tunneldrivingen bør

antagelig settes til pH 7.5 – 8,0, eller være i nærheten av det de laveste pH verdiene som resipienten har. Ved høye konsentrasjoner av tot N (= mye NH4-N) kan konsentrasjonene av ammoniakk bli giftige selv ved forholdsvis lave pH verdier. Det anbefales derfor å surgjøre tunnel-vannet for å redusere konsentrasjonen av ammoniakk før utslipp til sårbare resipienter. Når så tunnelvannet tynnes ut i resipienten vil konsentrasjonene ganske raskt nå uproblematiske verdier.

3.1.4 Metallavrenning

Metaller kan løses ut i forbindelse med tunnelarbeid og kommer ut i resipienter via tunnelvannet eller vaskes ut fra massedeponier. Berggrunnen inneholder langt mer metaller per volumenhet enn vannet i resipientene gjør, og partikkelholdig vann kan i noen tilfeller inneholde relativt høye konsentrasjoner av metaller. For Follobanen kan dette være et relevant problem på et lite avgrenset område helt i starten av Follotunnelen nær Oslo S hvor det er alunskifer. Erfaringer fra andre steder har vist at den sure avrenningen fra sulfidrike bergarter (der de opptrer med en viss mektighet) kan utløse store mengder metaller, og bl.a. aluminium som er skadelige for fisk og andre vannlevende organismer.

Uten tiltak er denne påvirkningen varig (Hindar m.fl. 1992).

3.1.5 Olje og kjemikalier

Ved større anleggsarbeider er det muligheter for oljespill og utslipp av andre kjemikalier, f.eks. ved tanking og oljeskift på maskiner eller ved at det oppstår uhellsutslipp. Særlig utsatt for slik påvirkning er laksefisk i elver. Tunnelvann inneholder også oljerester fra boreolje og fra uomsatt sprengstoff, men da mest som finfordelte partikler i vannmassen. Her finnes også PAH, rester etter ufullstendig

forbrenning ved sprengninger og eksos fra anleggsmaskiner (Bækken og Tjomsland 2005).

Oljesøl kan gi virkninger i selve vannmassene ved at oljen finfordeles inn i vannmassene i turbulente elver og øker konsentrasjonen av de mest vannløselige komponentene. Ellers vil virkningen stort sett være tilgrising av strender langs elver, innsjøer og fjorder med skader på organismelivet i strandsonen, båter, fiskeredskap, jordbruksprodukter (vanning), redusert rekreasjonsverdi, negative effekter på fugleliv osv. Akseleratorer til bruk i sprøytebetong kan også ved uhell vaskes ut i resipienter og medføre skade på fiskebestander (Kroglund et al. 2005).

Eventuelt oljesøl skal fanges opp av renseanlegg og oljeavskiller. Ved god partikkelrensing vil mye av oljen kunne tas ut. Olje i fri fase som flyter på overflaten av tunnelvannet vil komme fra lekkasje på maskiner. Denne oljen fjernes ved oljeavskillere. Grenseverdien for oljeutslipp til resipient bør settes i henhold til forurensningsforskriftens krav om utslipp av oljeholdig avløpsvann, selv om denne type anleggsvirksomhet ikke er spesielt nevnt. Grenseverdi for olje i forskriftens kap. 15 er satt til 50 mg/l.

Denne kan med tanke på små resipienter virke noe høy.

4. Påvirkning av resipienter

4.1 Alna

Alna drenerer et 55 km² stort nedbørfelt, og renner ut i Oslofjorden øst for Hovedøya. Under veis renner elva gjennom tett bebygde boligområder og områder med mye industri.

Lensevann fra byggegropen ved Oslo S er planlagt å slippes ut i nederste del av Alna. Elva går her i kulvert ut i sjøen. Fordi anleggsområdet i betydelig grad antas å ha forurenset grunn, kan det forventes sig av forurenset vann fra grunnarbeidene til byggegropen. Blant annet må det ventes tilsig av tung- metaller, PAH og PCB. PCB har tidligere blitt påvist ved gamle jernbaneområder (Kjellberg og Løvik

2000). Det er planlagt å etablere renseanlegg for lensevannet fra byggegropen før det føres til resipient.

Økologisk og kjemisk tilstand i nedre del av Alna, slik den er målt oppstrøms kulverten, er

karakterisert som svært dårlig. Det er ikke oppgang av laks og sjøørret i Alna pga. vandringshinder ved overgangen mellom kulvert og åpen elv (Bækken et al 2010). I kulverten forventes det derfor ikke å være til stede elveorganismer av interesse. En eventuell videre spredning av forurensninger kan imidlertid være et tema for Oslofjorden (se Berge 2013).

For den delen av influensområdet som utgjøres av Alna i kulvert bør målsetningen være ikke å lage

«deponier» av forurensede partikler som kan eksporteres videre utover i vannsystemet. Rene partikler ansees bare som et problem i den grad de kan bygge opp sedimentlaget og derved gi redusert volum i kulverten. Vi anser det imidlertid som lite sannsynlig at dette vil skje, og at eventuell periodevis sedimentasjon av partikler i kulverten vil spyles ut under flomsituasjoner.

Et rensekrav på 100 mg SS/L, som ville være naturlig i en ferskvannsresipient med god økologisk status vil ved utslipp til Alna-kulverten nok være relativt strengt i og med at vannet her går i en lukket kulvert til marin resipient. Det vil være mer naturlig å sette rensekravet tilsvarende det som vil være gjeldene for de øvrige utslippene til marin resipient. Samtidig bør en i utslippskravet ta hensyn til at utløpet fra Alna er i overflaten og at dette vil kunne skape visuelle endringer i vannkvaliteten i utslippets nærområde . En løsning her kan være å føre avløpsvannet i rør gjennom kulverten til aktuelt dyp i marin resipient. Maksimal partikkelkonsentrasjonen settes til 1000 mg SS/l i utslippet og dette overvåkes kontinuerlig med turbiditetsmåler.

For krav i forhold til virkninger i sjøresipienten (se J. A. Berge 2013), som også har omtalt behov for overvåkning av utslipp fra anleggsområdet via Alna til Oslofjorden.

4.2 Gjersrudbekken

Avløpsvann fra anleggsvirksomheten ved Åsland planlegges ført i rør til Gjersrudbekken (Figur 4).

Influensområdet for dette utslippet er Gjersrudbekken ned til samløp med Ljanselva, og Ljanselva videre til ut i Oslofjorden. Oslofjorden er videre omtalt i Aanes og Berge (2012) og Berge (2013).

Nedbørfeltet til Gjerdsrudbekken er relativt stort (13.46 km²), og den midlere års avrenning, er beregnet til ca. 310 l/s, ca. halvveis mellom utløpet fra Gjersrudtjern og samløpet med Ljanselva ( Figur 5). Ukentlig maksimums- og minimumsavrenning er henholdsvis 1693 og 26 l/s, og med topper opp mot 2400 l/s. Dette innebærer store variasjoner gjennom året og perioder med kraftige

spyleflommer.

Etter samløp med Ljanselva blir det en vesentlig økning i vannføringen. Over de siste 20 år er den midlere årlige vannføringen målt til 450 l/s nederst i Ljanselva (Oslo kommune, VAV).

Figur 4. Rør som fører avløpsvann fra tunnelarbeidene ved Åsland til utløp i Gjersrudbekken

Figur 5. Midlere daglig vannføring (m3/s) i Gjersrudbekken (Bjørnerud) (blå linje) og flytende månedlig gjennomsnitt (Aanes og Berge 2012).

0 0,5 1 1,5 2 2,5

1.1.2002 1.1.2003 1.1.2004 12.31.2004

Åsland Gj

ers ru db ek ke

Det er registrert en moderat økologisk tilstand i Gjersrudbekken i 2012 (bunndyr) (Bækken et al.

2013). Det biologiske mangfoldet er moderat høyt og det er en god bestand av stedegen ørret i bekken.

Det er ikke påvist rødliste-arter i bunndyrsamfunnet. Partikkelkonsentrasjonen er forholdsvis høy (få målinger), og består i dag trolig av leirslam fra Gjersrudtjernet med området rundt, samt partikler fra de nærliggende veganleggene E6 og Ljabruvegen.

Ved Åsland er det anslått at ca. 2000 m med tverrslag skal drives med vanlig tunnelsprengning før TBM starter på hovedløpet. Det medfører at tunnelvannet den første anleggsperioden vil inneholde høye konsentrasjoner av partikler fra boring og sprenging, ammonium og nitrat fra sprengstoffrester samt periodevis høy pH etter bruk av sprøytebetong. Senere vil det i all hovedsak være snakk om tunnelvann med partikler.

Midlere avrenning fra tverrslaget på Åsland er beregnet til 2,6 l/s. Maksimum vannmengde er anslått til det dobbelte, ca. 5,2 l/s (Multiconsult). Vi har i våre beregninger benyttet den siste verdien.

Ved midlere årlig vannføring vil da anleggsvannet utgjøre ca. 2 % av total vannføring i Gjersrud- bekken. Ved lav vannføring vil anleggsvannet utgjøre ca. 20 %.

Partikkeltilførsler

En partikkelkonsentrasjon på 400 mg/l i avløpsvann til Gjersrudbekken, gir en tilleggskonsentrasjon på 7 mg/l ved midlere vannføring og en tilleggskonsentrasjon på 80 mg/l ved minstevannføring.

Tilsvarende for utslipp av 100 mg/l gir 2 og 20 mg/l. Dette er et vassdrag som naturlig har en stor variasjonsbredde mht. partikkelinnhold. For eksempel viser overvåkningen av vannkvaliteten nederst i Ljanselva i 2010 ved E 18 at maks-verdien for STS var 190 mg/l og med et årsgjennomsnitt på 20,4 og en minimumsverdi på 1,2 mg/l. Under naturlige forhold skjer den høyeste partikkelkonsentrasjonen ved stor avrenning og høy vannføring. Det medfører derfor liten sedimentasjon av partikler i elva.

Påslipp av anleggsvann med høye partikkelkonsentrasjoner ved lav vannføring vil imidlertid utgjøre en risiko for nedslamming av elvebunnen med uheldige følger for både fisk og bunndyr.

Vi anbefaler derfor at det settes et rensekrav på 100 mg/l som et 2 ukers gjennomsnitt og et krav til maksimal konsentrasjon på 1000 mg/l. Dette bør gjelde under hele anleggsperioden, inkludert arbeidene med tverrslag og TBM.

Nitrogentilførsler

For nitrogen må det regnes med periodevis høye konsentrasjoner i anleggsvannet. Det er anslått et utslipp av total nitrogen på 90 kg/uke. Det innebærer 28 mg/l når avrenningen fra tunnelen er 5,2 l/s.

Total nitrogen fra sprengstoffrester fordeler seg med ca. halvparten på ammonium (inkl. ammoniakk) og halvparten på nitrat/nitritt. Ved innblanding i middelvannføring i Gjersrudbekken (310 l/s), gir det 0,24 mg/l og ved innblanding i lav vannføring (26 l/s) ca. 2,88 mg/l.

Problemet ved nitrogenutslipp til ferskvannsresipienter er først og fremst knyttet til ammoniakk (NH₃) som er meget giftig for vannlevende organismer. Andelen ammoniakk av den totale ammonium- konsentrasjonen (NH₄+NH₃) avhenger først og fremst av pH, men også av temperatur (figur 3).

Andelen ammoniakk ved pH 8 er ca. 2 % og ca. 4 % ved henholdsvis 10 og 20 grader. pH i avløpsvannet kan være meget høy dersom det ikke gjøres tiltak for senke den. I Gjersrudbekken er normal pH ca. 8. Ved lav vannføring vil total ammonium konsentrasjon etter påslipp bli 2.88 mg/l og konsentrasjonen av ammoniakk er da ca. 0,10 mg/l ved 20 grader. Dette er en konsentrasjon som er giftig for sensitive ferskvannsorganismer, men som sannsynligvis tolereres for de fleste organismene som i dag er registrert i bekken. Det knytter seg imidlertid noe usikkerhet om sårbarheten til eggstadiet og plommesekkyngel av ørret i forhold til slike ammoniakk-konsentrasjoner.

For å redusere risikoen for ammoniakk forgiftinger, anbefaler vi at pH i avløpsvannet ikke skal overstige pH 8.

4.3 Ljanselva

Ljanselva mottar forurensingene fra Gjersrudbekken. Nedre delen av Ljanselva har en moderat

økologisk tilstand (bunndyr, ved Kruttverksvegen) (Bækken et al. 2013). Det biologiske mangfoldet er moderat høyt. Det er ikke påvist rødliste arter i bunndyrsamfunnet og det er en god bestand av ørret, med meget høye tettheter i nedre del av Ljanselva. Dette er et område med mulig tilgang på laks og sjøørret. Nedre del av Ljanselva går gjennom leiregrunn og vil i perioder være preget av dette med høyt partikkelinnhold. Det forventes en større grad av sedimentasjon her enn lengre oppe i vassdraget.

Etter samløpet mellom Gjersrudbekken og Ljanselva øker vannføringen og det blir en tilsvarende reduksjon i konsentrasjoner av partikler og andre forurensninger fra tunneldriften.

De rensekravene som settes for utslipp til Gjersrudbekken forventes å være tilstrekkelige også for Ljanselva.

Rehabilitering. Ved eventuell skade på bunndyrsamfunn og fiskesamfunn i Gjersrudbekken og nedre del av Ljanselva forventer vi at en normal situasjon er gjenopprettet innen 1-2 år etter at påvirkningen er opphørt.

Overvåkning. Det bør opprettes 2 målepunkter for kontinuerlig registrering av partikler (turbiditet) og pH. Videre børe det tas vannprøver for måling av ammonium og nitrat på de samme målepunktene.

Eventuelle effekter på dyrelivet bør overvåkes ved prøvetaking av bunndyr 2 ganger pr. år samt en fiskeregistrering én gang pr. år. Oslo kommune, VAV, har fra tidligere stasjoner for biologisk og kjemisk overvåkning i Ljanselva og Gjersrudbekken. For å kunne anvende tidligere informasjon fra vassdraget anbefales det å anvende disse prøvepunktene, og eventuelt utvide med tilleggs-stasjoner.

4.4 Dalsbekken

Alt avløpsvann fra anleggsvirksomheten ved Ski planlegges ført til et rensebasseng med avløp til Dalsbekken. Influensområdet for dette utslippet er Dalsbekken og Gjersjøen. Prinsipielt er også Gjersjøelva (utløpet av Gjersjøen) og Oslofjorden deler av influensområdet. Disse resipientene anses imidlertid å bli så lite påvirket at de ikke blir videre omtalt.

Den midlere års-avrenningen er beregnet til å være 460 l/s. Tilsvarende midlere vannføring gitt som ukentlige maksimums- og minimumsavrenning er henholdsvis 2590 og 38 l/s. Med flomtopper som er beregnet til å komme opp mot 3500 l/s, noe som innebærer at det i dette vassdraget er naturlig til dels meget store variasjoner i vannføringen gjennom året (store «spyleflommer») (

Figur 6).

Fra samløpet mellom Blåveisbekken og Roåsbekken dannes Dalsbekken. Denne går nordover ca. 4 km før den munner ut i sørenden av Gjersjøen. Bekken vil motta partikler og eventuell annen forurensning fra anleggsarbeidene via et rensebasseng som etableres. Den påvirkningen som vil være dominerende fra dagsone Ski er nedslamming som følge av økt tilførsel av uorganisk partikulært materiale

(leirpartikler). Dette kommer i tillegg til den partikkel påvirkningen som dette vassdragsavsnittet normalt har ved at det drenerer arealer med leirholdige jorder, hvor overflateavrenning og erosjon i perioder er årsak til en meget stor slamtransport, mye styrt av nedbørintensitet og vannføringen i vassdraget.

PURA vannområde har gitt bekken klassifisering dårlig økologisk tilstand. Ved prøvefiske i 2011 ble det bare påvist ørekyte (www.PURA.no). Vi kjenner ikke til om det utført tilstrekkelige biologiske undersøkelser til å fastslå biologisk mangfold og tilstedeværelse av rødlistede arter. Dårlig økologisk tilstand indikerer imidlertid også lavt biologisk mangfold. Vannkvaliteten i vassdraget kan også karakteriseres som dårlig. Vassdraget er erosjonspåvirket og eutroft. Det er å anta at det organisme-

livet som eksisterer i bekken i dag vil bli redusert under anleggsarbeidene pga. økt partikkeltransport.

Bekken har imidlertid et langt løp oppstrøm som vil bidra med rekolonisering av organismer etter anleggets slutt.

Partikkelkonsentrasjonen i utløpet fra rensebassenget foreslås til 100 mg/l som to ukers gjennomsnitt, og med maksimalverdi på 1000 mg/l. Dalsbekken har dårlig økologisk tilstand og pr. i dag synes å ha biota av liten interesse. Rensekravet er imidlertid av større interesse for Gjersjøen som er en drikke- vannkilde. Vurderinger som er gjort i den sammenheng (se avsnitt 4.5) indikerer at et noe mildere utslippskrav opp mot 200 mg/l burde kunne aksepteres.

Ved eventuell skade på bunndyrsamfunn og fiskesamfunn i Dalsbekken forventer vi at en normal situasjon er gjenopprettet innen 1-2 år etter at påvirkningen er opphørt.

Det bør opprettes 2 målepunkter for kontinuerlig registrering av partikler (turbiditet) i Dalsbekken og 2 i Gjersjøen. Eventuelle effekter på dyrelivet bør overvåkes ved prøvetaking av bunndyr 2 ganger pr.

år samt en fiskeregistrering én gang pr. år. Dette bør samkjøres med målinger som utføres av PURA.

Det bør gjennomføres en referanseundersøkelse i forkant av anleggsstart.

Figur 6. Midlere daglig vannføring (m³/s) i Dalsbekken ved påslippspunkt for avløpsvann fra Kvakestad (blå linje) og flytende månedlig gjennomsnitt (Aanes og Berge 2012).

4.5 Gjersjøen

Gjersjøen er en relativt stor innsjø og har et volum på 61,2 mill. m3 og overflateareal 2,643 km2. Den er en viktig drikkevanns-kilde. Pga. anleggsvirksomheten ved Ski er det sannsynlig at større mengder partikler vil tilføres Gjersjøen enn under «normale» forhold. Det er usikkert i hvor stor grad disse vil sedimentere i de nærmeste områdene ved innløpet av Dalsbekken, eller om vannstrømmer kan føre partikkelskyer lengre ut i Gjersjøen og komme i konflikt med drikkevannsinteresser. Det er avhengig av både partikkelmengden og partikkelstørrelse, men også av vær og vind, samt årstid. Fordi

problemstillinger omkring drikkevannskilden vil være svært viktig, er det gjort en innledende 0

0,5 1 1,5 2 2,5 3 3,5 4

1.1.2002 1.1.2003 1.1.2004 12.31.2004

modellberegning for å sannsynliggjøre hvorvidt økt partikketransport kan bli et problem for råvannskvaliteten og drikkevannsforsyningen (Figur 7).

Vi har til dette benyttet tidligere modelloppsett fra Gjersjøen (Aanes m.fl. 2010). Dalsbekken renner inn i Gjersjøen i sør-østlig ende etter at bekken helt nederst renner sammen med Tussebekken.

Vanninntaket er plassert nær østlig bredd i sentrale deler av innsjøen. Hovedinntaket for råvann er nær bunnen på ca. 36 meter dyp. Et reserveinntak finnes nær overflaten på ca. 6 meters dyp (Figur 8).

Figur 7. Oversiktskart over Gjersjøen med tilløpsbekker

Anleggsområde Roås

Figur 8. Gjersjøen. Dybdekart

4.5.1 Modell og inputdata

Vi har benyttet den 3-dimensjonale modellen GEMSS. Modellen beregner strøm, temperatur, konsentrasjon av stoffer med ulike egenskaper, inkludert tarmbakterier, vannkvalitet, sediment- transport, spredning av olje mm. (Figur 9). Modellen beregner hva som skjer i innsjøen ut fra kjent klima, vannføring, vanntemperatur og stoffkonsentrasjon i tilløp, vannføring i utløp og vanninntak.

Innsjøen ble delt inn i beregningsceller. For hver celle ble resultatene beregnet skrittvis fremover i tid.

Modellen/modellpakken er utviklet av ERM's Surfacewater Modeling Group i Exton, Pensylvania, USA. Modellen og eksempler på bruk av modellen kan studeres nærmere på hjemmesiden

http://www.erm-smg.com. Modellen er blant de mest avanserte som finnes. Den er jevnlig brukt verden rundt.

Figur 9. GEMSS er en pakke med modeller. I sentrum står en hydrodynamisk modell. Det er flere tilleggsmoduler, blant annet sediment transport.

Vi utførte simuleringer med forhold som i 2008, da de allerede var satt opp i modellen, basert på karakteristiske daglige vannføringer og meteorologiske data for hver hime (lufttemperatur, duggpunkt temperatur, vindstyrke, vindretning, skydekke og lufttrykk). Disse dataene var hentet fra databaser hos Norges vassdrags- og energidirektorat (NVE) og UMB.

Temperaturen på vannet i tilløpselvene ble modellert ved å anta at denne temperaturen var i likevekt med klimaet på et hvert tidspunkt.

Vi vet ikke hvilke partikkelstørrelser og partikkelkonsentrasjoner vi kan forvente. Vi har støttet oss til en tilsvarende utredning i Farris (Berge, Tjomsland og Kempa fra 2008). Den undersøkelsen gjaldt en tilsvarende partikkel påvirkning og da mht. drikkevannsinntak som følge av planlagt veibygging. Vi har benyttet kornfordelingskurver av tilførte partikler fra denne undersøkelsen, Tabell 1.

Vannføringen i Dalsbekken ved utløpet til Gjersjøen, dvs. før samløpet med Tussebekken, var i 2008 i snitt 0,24 m³/s. Høyeste vannføring var 0,90 m³/s.

Partiklene som følge av arbeidet med jernbanetraseen tilføres Dalsbekken ved Roås (Figur 7). Ved modelleringen antok vi at midlere total partikkelkonsentrasjon nederst i Dalsbekken var konstant lik 100 mg/l. Dette gir en total transport på nær 750 tonn/år.

Tabell 1. Karakteristisk kornfordeling fra løsmasser benyttet i modellen (Kilde: Berge, Tjomsland og Kempa 2012)

Klasse Klassebredde Representativ Andel

Nr. Diameter Diameter løsmasser

µm µm %

1 0-4 2 14

2 4-8 6 6

3 8-15 10 5

4 15-30 20 5

5 30-50 40 70

6 50-75 60 70

7 75-150 100 15

8 150-500 200 14

9 500 µm -10mm 1000 21

4.5.2 Simulerte resultater

De høyeste konsentrasjonene i overflatevannet i Gjersjøen ved vanninntaket i løpet av simuleringsåret 2008 året er vist i Figur 10. Konsentrasjonene ble raskt fortynnet til under 30 mg/l. Konsentrasjoner over 5 mg/l fant kun sted i bukten nær Dalsbekken. I sentrale deler av innsjøen var disse maksimale konsentrasjonene under 2 mg/l.

Vanninntaket nær bunnen ble praktisk talt kun påvirket av partikler med diameter under 4 µm (leire 2 µm). Slike små partikler sedimenterer meget langsomt i strømmende vann (elver og bekker) og kan langt på vei betraktes som et konservativt materiale. Større partikler sedimenterte underveis, fortrinnsvis nær Dalsbekkens utløp.

I vanninntaket økte konsentrasjonene av partikler svakt de første vintermånedene til omtrent 0,1 mg/l, Figur 11og Figur12. I denne perioden var det karakteristisk med noe høyere verdier i overflaten (0,5 mg/l). Det kaldere og lettere vannet i overflaten motvirket nedtrengning av tilførte partikler mot bunnen. Under vårsirkulasjonen ble det en rask økning til ca. 0,5 mg/l. Dette har sammenheng med at høyere konsentrasjoner på overflaten da ble ført nedover til vanninntaket nær bunnen. Denne

konsentrasjonen holdt seg noenlunde jevn gjennom sommeren nær vanninntaket. Dette vitner om liten sedimentasjon. I løpet av sommeren var det igjen typisk at det ofte var høyere konsentrasjoner i overflatevannet, Figur 13; imidlertid varierte dette en del avhengig av vindretning. Varmt og lettere vann i overflaten motvirket da transport av tilførte partikler ned til vanninntaket. Konsentrasjonene ved vanninntaket skyldes i størst grad partikler som trengte ned under vårsirkulasjonen. Utover høsten blir overflatevannet avkjølt og dermed tyngre, synker ned og byttes ut med stadig dypereliggende vann inntil hele vannsøylen oppnår 4 ^oC, den temperaturen hvor vannet er tyngst. Under denne høst-

sirkulasjonen ble det en økning til omkring 1 mg/l ved vanninntaket. Disse konsentrasjonene var de høyeste som ble simulert i løpet av simuleringsåret 2008, Figur 14.

Figur 10. Maksimum konsentrasjon av leirpartikler i overflaten i løpet av simuleringsåret 2008 ved et utslipp på 100 mg SS/l.

Figur 11. Simulerte konsentrasjonene av partikler ved vanninntaket var under ca. 1 mg/l i løpet av året. Inntaket for råvann var mest utsatt ved vertikal sirkulasjon i vannmassene (ved vår- og høst- omrøring). Konsentrasjonene var svakt økende i løpet av det første året.

Figur 12. Simulert dybdeprofil ved råvannsinntaket den 21. 03. 2008. Det viste seg først og fremst å være leirpartiklene (partikler med diameter < 2 µm), som forventes å påvirke partikkelkonsentrasjonen ved vanninntaket, og i en viss grad også partikler med diameter opp til 10 µm. Partikler med diameter større enn 15 µm sedimenterte underveis før det når vanninntaket.

Figur 13. Simulerte dybdeprofiler den 25. mai 2008 og 7. juli 2008 ved råvannsinntaket. I løpet av sommeren var det ofte høyere konsentrasjoner i overflatevannet; imidlertid varierte dette en del avhengig av vindretning. Figurene viser at konsentrasjonen nær overflaten påvirkes av vind, mens den i dypvannet er nær 0,5 mg/l i denne perioden.

Figur 14. Simulert dybdeprofil ved råvannsinntaket under høstsirkulasjonen, den 29. november 2008.

Det ble da en fullstendig vertikal blanding med omtrent like konsentrasjoner i hele dybdeprofilet.

Typiske konsentrasjoner var nær 1 mg/l.

4.5.3 Diskusjon og konklusjoner

I de scenariene som er blitt presentert har vi antatt en konstant konsentrasjon i tilførslene til Dalsbekken og at denne ved utløpet til Gjersjøen var på 100 mg/l. Konsentrasjonene i Gjersjøen endres proporsjonalt med konsentrasjonene i tilførslene.

Ved å øke konsentrasjonene i Dalsbekken til det dobbelte, til 200 mg/l, ble konsentrasjonene i Gjersjøen også fordoblet, Figur 15 - Figur 16. Bidraget til konsentrasjonene i vanninntaket ble under ca. 2 mg/l.

Lavere konsentrasjoner i Dalsbekken vil føre til tilsvarende reduserte konsentrasjoner i Gjersjøen.

Figur 15. Ved å øke tilførslene til det dobbelte, fra et konstant påslipp lik 100 mg/l til 200 mg/l, ble konsentrasjonene av leirpartikler i overflaten i Gjersjøen også dobbelt så store.

Figur 16. Ved å øke tilførslene til det dobbelte, fra konstant lik 100 mg SS/l til 200 mg/l, ble konsentrasjonene i vanninntaket også dobbelt så store. Bidraget til konsentrasjonene ble under ca. 2 mg/l.

Typiske simulerte partikkelkonsentrasjoner var omkring 1 mg/l. I følge KLIF/SFT’s vurderingssystem for miljøkvalitet i ferskvann er dette klassifisert som meget god kvalitet, SFT 1997 (Andersen m. fl.

1997). I vårt overslag er det nødvendig med konstante konsentrasjoner over lengre tid på omkring 100 mg/l i Dalsbekken før samløp med Tussebekken for å oppnå en slik økning i konsentrasjonen i vanninntaket.

For å få nærmere inntrykk av hva denne økningen i partikkelinnhold innebærer gjør vi en enkel sammenlikning med dagens partikkelinnhold i råvannet hvor det måles turbiditet regelmessig.

Typiske turbiditetsverdier i råvannet er under 2,5 FNU, Figur 17.

Bruker vi verdiene i Tabell 2 vil den beregnede økningen i turbiditet pga. bidraget fra arbeidet med Follobanen bli under 0,4 FNU og 0,8 FNU ved konstante tilførselskonsentrasjoner på henholdsvis 100 mg/l og 200 mg/l. En slik økning i turbiditeten vil være innen normale variasjoner av dagens verdier.

Dette gir da grunnlag for å anta at det sannsynligvis ikke vil bli påviselige endringer i vanninntaket.

Turbiditeten påvirkes også av annet enn mineralske partikler, så eventuelle tiltak mot spesielt mineralske partikler i inntaksvannet må vurderes av vannverkets eiere.

I scenariene har vi gjennomgående benyttet en konstant partikkelkonsentrasjon på 100 mg/l ved utløpet av Dalsbekken til Gjersjøen eller mer presist før samløpet med Tussebekken. Vi har benyttet samme konsentrasjon som i avløpsvannet fra anleggsområdet ved Roås/Ski. Ved transport videre ned mot Gjersjøen øker vannføringen slik at dette blir noe fortynnet, f.eks. 10 % reduksjon.

Vi har videre forutsatt kontinuerlige tilførsler. Det betyr at modellerte tilførsler øker proporsjonalt ved økende vannføring. Formodentlig vil konsentrasjonen også variere. Partiklene forventes å bli skyllet ekstra mye ut i nedbørepisoder. Regn kort tid etter forrige episode vil sannsynligvis føre til mindre

erosjon og lavere konsentrasjoner. Variabel arbeidsinnsats kan redusere produsert partikkelmengde og påvirke konsentrasjonene. Det avgjørende er likevel den totale mengde partikler over tid.

De partiklene som er tilstrekkelig fine til å holde seg svevende inntil de når vanninntaket, vil i

størsteparten av året kun blande seg med vann nær overflaten. Det er da vertikale temperaturforskjeller /tetthetsforskjeller og dermed stabile forhold som motvirker vertikal blanding. Vi får altså lange perioder hvor partiklene blandes kun i de øverste f.eks. 20 meterne. En del forsvinner via utløpet mens resten tar del i vertikale forflytninger i løpet av sirkulasjonsperiodene vår og høst. Partikler som tilføres i sirkulasjonsperiodene påvirker vanninntaket raskt.

Tilførsler i resten av året er mer gunstig da en del passerer gjennom innsjøen til utløpet. Imidlertid har vann som tilføres Gjersjøen i gjennomsnitt en oppholdstid på 3 år (volum/årsavløp = 3 år). Det vil si at det spiller mindre rolle om partiklene tilføres ujevnt i tid. Det er den totale tilførte mengden som er viktigst.

Vi har her gjort et overslag basert på feltmålinger andre steder. En grundigere vurdering vil kreve en modellering basert på kornfordelingskurver fra de aktuelle løsmassene, samt helst også et bedre anslag av tilført masse/utslipp.

Tabell 2. Tilstandklassifisering av partikler i ferskvann (Andersen et al. 1997).

Tilstandsklasser

I II III IV V

Meget god God Mindre god Dårlig Meget dårlig

Partikler:

Turbiditet, F.N.U. < 0,5 0,5-1 1-2 2-5 > 5

Susp. Stoff mg/l < 1,5 1,5 - 3 3 - 5 5 - 10 > 10

Siktedyp, m > 6 4 - 6 2 - 4 1 - 2 < 1

Figur 17. Turbiditetsmålinger ved drikkevannsinntaket (Kilde: Oppegård kommune).

0 0,5 1 1,5 2 2,53 3,54 4,5 5

3/5/2013 1/22/2013 12/4/2012 10/16/2012 9/4/2012 7/24/2012 6/12/2012 5/2/2012 3/20/2012 2/7/2012 1/3/2012 11/22/2011 10/11/2011 8/30/2011 7/19/2011 6/7/2011 4/26/2011 3/15/2011 2/1/2011 12/21/2010 11/9/2010 9/28/2010 8/17/2010 7/6/2010 5/25/2010 4/13/2010 3/2/2010 1/19/2010

2013 2012 2011 2010

FNU / ftu

År og dato

Råvann, vannverket ‐ turbiditet

For å overvåke tilstanden i Gjersjøen under og i etterkant av anleggsperioden bør det opprettes minimum 2 målepunkter for kontinuerlig registrering av partikler (turbiditet). Den ene av disse plasseres i nærheten av drikkevannsinntaket. Den andre mellom drikkevannsinntaket og utløp av Dalsbekken. På begges stasjonene bør det måles dybdeprofiler på turbiditet, konduktivitet, pH og oksygen og det bør tas prøver av bunndyrsamfunnene. Målingene bør samkjøres med andre undersøkelser som utføres på Gjersjøen i anleggsperioden.

5. Overvåkning

Selv med gode planer og beskrivelser av miljøtiltak, er det i anleggsperioden behov for en effektiv kontroll og overvåkning. Slik overvåkning bør omfatte både tiltakene som er etablert for å nå utslippskrav, driften av disse, samt effekt og virkninger i vassdraget. Deler av kontrollarbeidet bør gjennomføres av byggherren. Overvåkningen av tiltakenes effekt samt virkninger i vassdraget, bør gjennomføres av forurensnings- og miljøkyndig personell. Overvåkningen må skje i nært samarbeide med både byggherre og entreprenør.

Etter opphør av anlegget er det sannsynlig at en normal bekkeflora og fauna tilsvarende den vassdraget hadde før anleggsperioden er tilbake i løpet av ett til to år. Unntak er ved en eventuell skade på laks og sjøørretbestanden ved at enkelte årsklasser kan ha blitt desimert i de bekkeavsnitt der forurensninger har redusert rekrutteringen. Avhengig av hvor omfattende og hvor lenge denne påvirkningen varer, kan bekken komme til å miste/få desimert flere generasjoner av fisk.

Det bør videre foregå en overvåkning av kjemiske parametere for å sikre at disse holder seg innen akseptabelt nivå, samt en biologisk overvåkning for å dokumentere og følge effekter ved normal drift, overskridelser av grenseverdier og eventuelle uhellsutslipp. Her bør det også tas referanseprøver før anleggsarbeider settes i gang. Prøve omfang og frekvens avgjøres i hvert enkelt tilfelle.

6. Referanser.

Andersen, J.R., Bratli, J.L., Fjeld, E., Faafeng, B., Grande, M., Hem, L., Holtan, H., Krogh, T., Lund, V., Rosland, D., Rosseland, B.O. og Aanes, K.J. 1997. Klassifisering av miljøkvalitet i ferskvann.

Statens forurensningstilsyn, SFT. Veiledning 97:04. TA 1468/1997. 31 s.

Berge, D., Tjomsland, T., og M.B. Kempa, 2012. Bygging av ny E-18 over Farriseidet. Fare for forurensning av drikkevannsinntakene i Farris. NIVA Rapport Løpe nr. 12343. 35 s.

Berge. J.A. 2013. Follobanen –Resipientvurdering marine primærresipienter, delområde Påhugg Mosseveien og Innføring Oslo S. NIVA - Notat. 20/2 2013. 8 s.

Bækken,T., Rustadbakken, A., Haugen, T. og Eriksen, T.E. 2010. Vurdering av økologisk tilstand i Osloelvene. Bunndyr og fisk i Alna, Frognerelva, Sognsvannbekken og Gaustadbekken vår og høst 2009. – NIVA Rapport 5930-2010

Bækken,T., Berger, H:M. Eriksen, T.E. og Lund.E 2013. Vurdering av økologisk tilstand i Osloelvene.

Bunndyr og fisk i Hoffselva og Ljanselva vår og høst 2012. – NIVA Rapport 5930-2010Tjomsland, Torulv

Kjellberg, G og Løvik, J-E. 2000 PCB-konsentrasjoner i sedimenter fra NSB's båthavn i Åkersvika og fra Mjøsa utenfor Esperen. Rapport fra undersøkelsen i 1999. – NIVA Rapport 4167-2000

Kroglund, F., Kleiven, E., Aanes, K.J. 2005. Vurdering av årsak til fiskedød i Kleivsbekken, Kvinesdal kommune. – NIVA Rapport 5083.

PURA.no

Aanes, K.J. og Berge, J.A. 2012. Follobanen- resipientvurdering. « Nytt dobbeltspor Oslo-Ski, Follobanen, parsell tunnelstrekning». NIVA Rapport 6417-2012.

Aanes, K.J., Persson, P. Eriksen, T.E. og Skjelbred B. 2013. Årsrapport – 2012. Fellesprosjektet E6- Dovrebanen i regi av Jernbaneverket Utbygging og Statens vegvesen Region øst. Resipientovervåkning i Mjøsa på strekningen Langset-Espa i Eidsvoll og Stange kommune. NIVA Rapport 6518-2013

Miljørisikovurdering for ferskvanns- forekomster ved utbygging av dob- beltsporet jernbane gjennom Follo.

Kilde : www.jernbaneverket.no/.../Brosjyre_JBV_Follobanen...