N OAH AS R a p p ort _

(1)

OPPDRAG

Gilhusbukta - Forurensede sedimenter EMNE

Risiko- og tiltaksvurdering DOKUMENTKODE

123017-RIGm-RAP-005-REV00

(2)

Med mindre annet er skriftlig avtalt, tilhører alle rettigheter til dette dokument Multiconsult.

Innholdet – eller deler av det – må ikke benyttes t il andre formål eller av andre enn det som fremgår av avtalen. Multiconsult har intet ansvar hvis dokumentet benyttes i strid med forutsetningene. Me d mindre det er avtalt at dokumentet kan kopieres, kan dokumentet ikke kop ieres uten tillatelse fra Multiconsult.

(3)

(4)

Gilhusbukta - Forurensede sedimenter multiconsult.no

Risiko- og tiltaksvurdering I N N H OLDSFORTE GN ELSE

I N N H OLDSFORTEGN E LSE

1 Innledning ... ... ... ... 6

2 Problembeskrivelse ... ... ... ... 7

2.1 Områdebeskrivelse ... ... ... ... 7

2.2 Bakgrunn og gjennomførte tiltak ... ... ... ... 9

2.3 Beskrivelse av nåværende forurensningssituasjon ... ... ... ... 9

3 Miljømål ... ... ... ... 11

3.1 Miljømål for Drammensfjorden ... ... ... ... 11

3.2 Suksesskriterier for gjennomførte tiltak i Gilhusbu kta ... ... ... 12

4 Datagrunnlag for risikovurderingen ... ... ... ... 12

5 Risikovurdering trinn 1... ... ... ... 13

5.1 Forutsetninger ... ... ... ... 13

5.2 Resultater Trinn 1-risikovurdering ... ... ... ... 13

6 Risikovurdering trinn 2... ... ... ... 14

6.1 Forutsetninger ... ... ... ... 15

6.2 Trinn 2A – risiko for human helse ... ... ... ... 17

6.2.1 Beregning av akseptkriterier for human risiko ... ... ... 17

6.2.2 Vurdering av human eksponering ... ... ... 18

6.3 Trinn 2B - risiko for økosystemet ... ... ... ... 18

6.3.1 Beregning av risiko for økosystemet i sedimentene . ... ... 19

6.3.2 Beregning av risiko for økosystemet i vannmassene . ... ... 19

6.3.3 Vurdering av økologisk risiko ... ... ... ... 19

6.4 Trinn 2C – risiko for spredning fra sedimentet .... ... ... ... 20

6.4.1 Spredning av PAH ... ... ... ... 20

6.4.2 Vurdering av spredning ... ... ... ... 21

6.4.3 Tømming av miljøgifter fra det bioaktive laget .... ... ... 21

6.5 Konklusjon trinn 2 risikovurdering ... ... ... ... 22

7 Tiltaksbehov ... ... ... ... 22

7.1 Aktuelle tiltaksmetoder ... ... ... ... 22

7.1.1 Mudring ... ... ... ... 22

7.1.2 Tradisjonell tildekking ... ... ... ... 23

7.1.3 Tynntildekking med aktivt materiale ... ... ... 23

7.1.4 Konklusjon tiltaksmetode ... ... ... ... 24

7.2 Dimensjonering av tildekkingslag ... ... ... ... 24

7.3 Tiltaksomfang ... ... ... ... 26

8 Tiltaksplan ... ... ... ... 27

8.1 Revidert miljømål ... ... ... ... 27

8.2 Tiltaksområde ... ... ... ... 27

8.3 Tildekkingsmasser ... ... ... ... 27

8.4 Utleggingsmetode ... ... ... ... 27

8.5 Kontroll med hot spot-området ... ... ... ... 28

8.6 Framdrift ... ... ... ... 28

8.7 Overvåking ... ... ... ... 28

8.7.1 Overvåkingsprogram ... ... ... ... 28

8.7.2 Sluttdokumentasjon av tiltak ... ... ... ... 28

8.7.3 Langtidsovervåking av tiltaket ... ... ... ... 28

9 Referanser ... ... ... ... 29

(5)

1 - Hele tiltaksområdet uten tiltak

1a - Hele tiltaksområdet uten hot spot-området 1b - Hot spot-området

2 - Etter tildekking – hele tiltaksområdet

2a - Etter tildekking – områder som ikke er de kket til

(6)

Gilhusbukta - Forurensede sedimenter multiconsult.no Risiko- og tiltaksvurdering

1 Innledning

Gilhusbukta ligger i Drammensfjorden i Lier kommune og er en del av sjøområdet som omfattes av prosjektet Ren Drammensfjord. Tidligere produksjon av tjære på land har ført til sterk tjære-

forurensning av sjø og land, og det har derfor vært gjennomført opprydningstiltak i flere omganger.

De første tiltakene ble gjennomført i 1989/90 av da værende eier Nodest Vei AS. Oppfølgende undersøkelser viste imidlertid at det var behov for ytterligere tiltak på land og i sjø for å redusere forurensningsnivået. Som en følge av dette gjennomf ørte Gilhus Invest AS i perioden 2007-2009 omfattende opprydningstiltak på land hvor forurense de masser ble skiftet ut med rene, og i sjø hvor sterkt forurensede sedimenter og fri fase tjære ble mudret opp fra sjøbunnen. Totalt ble det mudret om lag 60 daa, hvorav om lag 20 daa var sterkt foru rensede sedimenter som ble mudret opp for å oppnå en PAH₁₆-konsentrasjon på <500 mg/kg.

Tiltaksmålet har vist seg å være vanskelig å nå, og som en følge av dette engasjerte NOAH som tiltakshaver Multiconsult i desember 2011 for bista nd i videre tiltaksarbeid. Det ble gjennomført en risikovurdering av gjenværende sedimentforurensning i Gilhusbukta som bekreftet at det var behov for ytterligere tiltak for å fjerne eller redusere risikoen for spredning i bukta.

For å få et bedre beslutningsgrunnlag for valg av t iltak ble det utført supplerende undersøkelser i januar 2012 /1/. Undersøkelsene omfattet dykkerbefa ring av området, sedimentprøvetaking med analyse av sediment og porevann, og prøvetaking av vann rett over sjøbunn med fri fase tjære.

Undersøkelsene påviste til dels mye høyere PAH-kons entrasjoner i sedimentene enn det som var påvist i prøver fra sluttkontrollen like etter at m udringen ble avsluttet. For å være sikker på at en hadde et rett bilde av forurensningssituasjonen ble det derfor utført ytterligere undersøkelser i Gilhusbukta i juni 2013 /2/. Disse undersøkelsene o mfattet detaljert bunnkotekartlegging,

prøvetaking av sedimentene, både grabbprøver av ove rflatesedimenter og kjerneprøver, prøvetaking av sjøvann nær bunnen og sedimentfeller i to punkt.

I foreliggende rapport er risikovurderingen fra 201 2 oppdatert med resultater fra alle de supplerende undersøkelsene, samt de siste resultatene fra overv åkingsprosjektet ”Ren Drammensfjord”. I tillegg har Miljødirektoratet siden forrige risikovurdering revidert beregningsarket som benyttes i

vurderingene, som følge av at det ble oppdaget en f eil i forrige versjon.

Rapporten inneholder også en tiltaksvurdering og er en tiltaksplan for anbefalte, videre arbeider.

Da tiltaksarbeidene i sjø ble satt i gang i 2009 va r dette forårsaket av at Gilhus Invest ønsket å fyl le ut bukta med stein for å vinne inn nytt land, men godk jenning av disse planene har tatt lang tid. Først nylig har Miljøverndepartementet godkjent arealdele n av Lier kommunes kommuneplan som legger til rette for boligbygging ved Lierstranda og åpner for utfylling av Gilhusbukta. Samtidig har Gilhus Invest ikke klart å få i stand en avtale om utfylli ngsrett i Gilhusbukta, slik som de ønsket, og over- skuddsmassene fra Langøya som var planlagt brukt ti l utfyllingen er ikke lenger tilgjengelige. Per i d ag er det derfor av flere grunner ikke aktuelt for Gil hus Invest å fylle ut Gilhusbukta, og eventuell

(7)

begynte å brenne og tankene revnet. Betydelige meng der rant ut både på land og på sjø.

2.1 Områdebeskrivelse

Gilhusbukta ligger innerst i Drammensfjorden, se fi gur 2.1 og 2.2. Den er ca. 230 daa stor, sydvendt og med svakt skålformet bunntopografi der største v anndyp er på ca 13,5 m, se figur 2.3 og tegning -5. En terskel med 11 m vanndyp danner en naturlig avgrensning mot Drammensfjorden.

Figur 2.1: Flyfoto med oversikt over indre del av Drammensfjo rden med Gilhusbukta ( http://kart.statkart.no ).

Gilhusbukta Gilhus- bukta

Drammensfjorden Linnes- stranda

Tømmer- terminalen

Gilhusodden friluftsområde Gilhus

næringspark Lierelva

(8)

Nærmeste vassdrag er Lierelva med utløp til fjorden nordøst for Gilhusbukta. Knappe 2 km mot sørvest er utløpet av Drammenselva. Elvene påvirker forholdene i Gilhusbukta ved at de danner et lag med ferskvann over sjøvannet. Elvevannet er ogs å hovedkilde til sedimentasjon i området.

Landområdet rundt bukta er hovedsakelig regulert ti l industri/næringsformål. Gilhus Invest AS sin eiendom ligger på østsiden av bukta. Videre mot nor d og vest er bukta omkranset av en småbåthavn (med vinteropplag) og forskjellige industrieiendomm er, bl.a. en stor tømmerterminal. Historisk sett har den industrielle aktiviteten rundt bukta vært p reget av tømmer- og sagbruksvirksomhet. Tidligere eieres fremstilling av tjæreprodukter har ført til forurensning av land og sjøbunn.

På buktas østside, sør for Gilhus Næringspark, er d et et skog- og myrlendt naturområde. Langs selve fjorden mellom Gilhusbukta og utløpet av Lierelva l igger Linnesstranda naturreservat, et våtmarks- område fredet ved egen forskrift.

Gilhusbukta er ikke et rekreasjons- / badeområde, m en det foregår noe fritidsfiske der, bl.a. fra stranden i naturområdet ved buktas sørøstre munning .

Drammensfjorden omfattes av kostholdsråd som fraråd er konsum av lokalt fanget ål og fiskelever generelt, på grunn av fare for innhold av miljøgift en PCB.

Figur 2.3: Kartutsnitt som viser bunntopografien i Gilhusbukt a. Rødt, stiplet område angir ca.

lokalisering av "tjærebekken" som har rent ut i sjø en fra det nordøstre hjørnet av Gilhusbukta

(9)

sørvestover til den ytre, dypeste delen av bukta /3 /. Det ligger også fri fase tjære bak en kaispunt som danner grensen mot eiendommen på land (Gilhus N æringspark) og Gilhusbukta. Området med kaispunten eies av Drammen kommune.

2.2 Bakgrunn og gjennomførte tiltak

I 1989/1990 ble det gjennomført tiltaksarbeider som bestod av avskjæring med en tettevegg (spunt) for å hindre spredning av tjærestoffer fra eiendomm en til sjøen. I tillegg ble det utført tildekking a v ca 25 daa tjæreforurenset sjøbunn utenfor eiendomme n med ca 50 cm sand og leire.

I 2006-2009 ble det deretter utført utskifting av f orurensede masser på land, samt mudring av sterkt forurensede sedimenter i sjø. Tiltaksarbeider på la nd ble først gjennomført, og etter et pilotforsøk ble det deretter satt i gang mudring av sjøbunnen h østen 2009. Mudringen skulle fjerne fri fase tjære i et ca. 60 daa stort område, dvs. i ca. en fjerded el av Gilhusbukta.

Tiltaksarbeidene på sjø i 2009 fjernet mer tjære og olje enn det undersøkelser i forkant hadde kartlagt, men i et område i den dypeste delen av bu kta ble tiltaksmålet for mudring ikke nådd. Basert på resultatene etter sluttkontrollen ble dette områ det antatt å være ca. 1.800 m²stort. Det var flere grunner til at mudringsarbeidet i dette området lik evel ble stoppet, bl.a. ble topografien på

sjøbunnen etter gjentatte ganger med mudring så bra tt og ujevn at mudringsfartøyet kjørte seg fast, utstyret måtte demobiliseres pga. isforholdene, og det ble vurdert at manglende måloppnåelse kunne kompenseres med økt tildekkingstykkelse av re stforurensningen, og at dette var en miljø- messig bedre løsning. Sluttrapport fra tiltaksarbei det er utarbeidet av GEM Consulting og NOAH, og er datert 20. november 2010 /3/.

2.3 Beskrivelse av nåværende forurensningssituasjon

For å verifisere at mudringen hadde planlagt effekt ble det i 2009 kontinuerlig gjennomført sedimentprøvetaking med grabb etter hvert som ruten e i et nett på 30 m x 30 m ble ferdig mudret /3/.

Sluttkontrollen viste variasjoner i forurensningsgr ad i sedimentene etter mudring med særlig høye konsentrasjoner i området for den tidligere påviste tjærebekken fra land ned mot den dypeste delen av Gilhusbukta (rute 50+57), hvor de høyeste konsen trasjonene av PAH₁₆ble målt, se figur 2.4. I dette hot spot-området ble det påvist PAH-konsentr asjoner >1000 mg/kg PAH16.

(10)

Figur 2.4: Status i Gilhusbukta etter mudring. Tegningen er h entet fra sluttrapporten etter mudringsarbeidet /3/ De to rutene som er markert med rødt e r rute 50 og 57 (hot spot-område).

For å bedre kunnskapsgrunnlaget ble det gjort suppl erende undersøkelser i tiltaksområdet i 2012 og 2013. De utførte undersøkelsene viser at sedimenten e i Gilhusbukta fortsatt er sterkt forurenset av PAH og olje. Undersøkelsene viser også at det forur ensede området er konsentrert til «tjærebekken»

som strekker seg fra småbåthavnen i nordøst og ut m ot det dypeste området i bukta. I dette området er det i flere prøver fra 2012 og 2013 påvist PAH-k onsentrasjoner over miljømålet for mudringen på 500 mg/kg. Konsentrasjonene i disse prøvene variere r fra 563 til 20 100 mg/kg. Ut fra observasjoner av kjerneprøver, samt analyser av dypereliggende pr øver, tyder undersøkelsen på sterkt forurensede PAH-sedimenter til minst 1 m dybde. Noen av observa sjonene tyder på at tjæren kan ligge som dråper eller klumper nedover i sedimentene /2/.

I undersøkelsen i 2012 ble mektigheten av fri fase- tjære i hot spot-området i den dypeste delen av bukta anslått til om lag 1,5 m, men undersøkelsen f ra 2013 tyder på at dette er feil. I en grabbprøve fra hot spot-området ble fri fase-tjære bare observ ert som et sjikt på overflaten av sedimentene, men det var samtidig tydelig at sedimentene på sted et var kraftig PAH-forurenset da det nedover i prøven ble observert PAH/olje mellom tynne sediment sjikt.

I 2012 ble det tatt en vannprøve ca. 0,2 m over sjø bunnen i hot spot-området. I denne prøven ble det påvist høye konsentrasjoner av PAH (8 av de 16 forb indelsene ble påvist i klasse V). Siden vann-

(11)

I 2013 ble det også plassert ut to sedimentfeller. Disse stod ute i fem uker fra begynnelsen av juni t il litt ut i juli. I partiklene som ble samlet opp i s edimentfellene ble benso(ghi)perylen påvist i

tilstandsklasse III, mens alle de øvrige PAH-forbin delsene ble påvist i tilstandsklasse I-II. Innhold av sum PAH₁₆, tilsvarte tilstandsklasse II.

I tillegg til vann- og sedimentundersøkelsene gjenn omført som en del av tiltaket i Gilhusbukta er det i forbindelse med Buskerud fylkes prosjekt ”Ren Dramm ensfjord” gjennomført målinger av PAH i sedimenter, i vannsøylen og prøvetaking med sedimen tfelle inne i Gilhusbukta (stasjon Gil 4) /4/.

Resultatene fra våre undersøkelser fra 2013 viser g enerelt konsentrasjoner på samme nivå eller lavere enn i Gil 4 når det gjelder vannprøver og se dimentfellene. Sedimentprøver tatt i Gil 4 i 2008 viste PAH-konsentrasjoner i tilstandsklasse III i ø verste sedimentlag (2,48 mg/kg i dybde 0-5 cm) og tilstandsklasse IV i dybde 5-10 cm (10,10 mg/kg). I 2011 var situasjonen noe forbedret da det ble påvist tilstandsklasse II (1,21 mg/kg) i den øverst e prøven, og tilstandsklasse III i dybde 5-10 cm (5 ,18 mg/kg).

Oppsummert viser de utførte undersøkelsene at det f ortsatt er høye konsentrasjoner av PAH og olje igjen i sedimentene, og at forurensningen har relat ivt stor utbredelse i dybden. Undersøkelsene viser samtidig lite spredning via sjøvann og partikler i sjøen.

Denne risikovurderingen tar for seg tiltaksområdet fra 2009 i den nordøstre delen av Gilhusbukta.

Dette området har en utstrekning på ca. 60 daa.

3 Miljømål

3.1 Miljømål for Drammensfjorden

Drammensfjorden er et av de nasjonalt prioriterte f jordområdene hvor det gjennomføres tiltak for å bedre miljøtilstanden, og for å hindre uakseptabel spredning av forurensning. I regi av fylkesmannen i Buskerud er det opprettet en regional styringsgru ppe som har satt følgende miljømål for

Drammensfjorden:

Langsiktige mål for Drammensfjorden:

• Forurensede bunnsedimenter skal ikke hindre rekreas jon og friluftsliv, havnedrift, båtliv eller fritidsfiske.

• Forurensede sedimenter og aktiviteter i indre Dramm ensfjord skal ikke føre til langsiktige, negative effekter på økosystemet.

Forslag til delmål og ambisjonsnivå:

1. Helse- og miljøskadelige stoffer skal ikke medføre helserisiko ved bading i Drammensfjorden 2. Det skal være trygt å spise fiskekjøtt fra stedegne fiskearter

(12)

Det er i de siste årene gjennomført en rekke tiltak for å kartlegge og fjerne kilder på land hvor fler e sterkt forurensede lokaliteter har blitt ryddet opp i (deriblant den tidligere Nodest eiendommen på Gilhus) slik at man får stanset utlekkingen til sjø av miljøfarlige stoffer. Mudringen i Gilhusbukta e r også et av tiltakene som er igangsatt for å oppnå m iljømålene for Drammensfjorden.

For å følge utviklingen i Drammensfjorden, samt å f å klarlagt potensialet for å få redusert miljøgift- innholdet i sedimentene via naturlig sedimentering er det i regi av fylkesmannen i Buskerud og Miljødirektoratet igangsatt et overvåkningsprogram ( www.rendrammensfjord.no ).

3.2 Suksesskriterier for gjennomførte tiltak i Gilhusbu kta

I 2008 ga Miljødirektoratet tillatelse til tiltak i sjø i Gilhusbukta. For gjennomføring av mudring i sjø ble det stilt som krav i tillatelsen av 2. februar 2008 at forurensede sedimenter i tiltaksområdet ikk e skulle ha konsentrasjoner av PAH₁₆over 500 mg/kg etter mudring. Det ble også stilt s om krav at masser med PAH-konsentrasjoner større enn 2 mg/kg s kulle tildekkes med minimum 20 cm knust kalkstein i fraksjon 0-20 mm, og deretter med et mi nimum 60-80 cm tykt lag med kalkstein for å hindre erosjon.

I tillegg ble det stilt som krav at utlekking av PA H fra tiltaksområdet totalt skulle være maksimalt 1 0 g/år.

4 Datagrunnlag for risikovurderingen

Miljødirektoratets risikoveileder anbefaler at risi kovurderingen baserer seg på prøver av det bioaktive laget, vanligvis øverste 5-10 cm. I Gulhu sbukta er det tatt prøver av de øverste 10 cm av sedimentene. Risikovurderingen bygger på resultater fra undersøkelser av stoffkonsentrasjoner i sedimenter, vannsøyle, porevann og biota gjennomfør t og redegjort for i rapportene som vist i tabell 4.1 under.

Tabell 4.1: Oversikt over datagrunnlag om sedimenter, vann, po revann og biota som er benyttet i risikovurderingen.

Prøvetype Undersøkelse Antall Referanser

Sedimentprøver, d = 0-0,1 m

PAH-analyse 100 Multiconsult-undersøkelse 2013 /2/

Multiconsult-undersøkelse 2012 /1/

Sluttrapport 2010 /3/

Innhold av TOC 3 Multiconsult-undersøkelse 2013 /2/

Korngraderings 5 Multiconsult-undersøkelse 2013 /2/

Porevann PAH-analyse 8 Multiconsult-undersøkelse 20 12 /1/

Multiconsult-undersøkelse 2005 /5/

Vannprøve PAH-analyse 15 Multiconsult-undersøkelse 2013 /2/

Ren Drammensfjord /4/

Biota PAH-analyse 2 Ren Drammensfjord /4/

(13)

volumet. Det er liten forskjell i påviste PAH-konse ntrasjoner i dype og grunne prøver.

Informasjon om båttrafikk i området er hentet fra r isikovurderingen som ble utført i 2012 /5/.

5 Risikovurdering trinn 1

I det etterfølgende er det gjort en risikovurdering for hele tiltaksområdet (60 daa). Risikovurderinge n er utført i henhold til Miljødirektoratets veileder for risikovurdering av forurenset sjøbunn,

”Risikovurdering av forurenset sediment”,TA 2808/20 11, revisjon 1, august 2012 /7/.

Trinn 1 i risikovurderingen har som formål å raskt kunne skille områder med ubetydelig risiko fra de som bør vurderes videre. I Trinn 1 sammenlignes mål edata fra sedimentet med grenseverdier for økologiske effekter ved kontakt med sedimentet, og det vurderes om sedimentene utgjør en potensiell risiko for økologiske effekter av stoffe ne. Grenseverdiene i Trinn 1 tilsvarer grensen mellom klasse II og III i den reviderte versjonen a v Miljødirektoratets klassifisering av miljøkvalite t for marine sedimenter med hensyn på miljøgifter (Miljød irektoratets veileder TA-2229/2007 /8/). Hvis én eller flere av grenseverdiene overskrides i én e ller flere av prøvene, vurderes den potensielle risikoen av sedimentene som ikke ubetydelig og Trin n 2 i risikovurderingen bør gjennomføres.

5.1 Forutsetninger

For å kunne gjennomføre risikovurdering – trinn 1 m å det finnes pålitelige tall for miljøgift-

konsentrasjonene fra flere prøvepunkter i det aktue lle sedimentområdet. Iht. veilederen skal det i et område grunnere enn 20 m tas blandprøver fra minimu m fem sedimentstasjoner, hvor hver stasjon maksimalt kan representere 10 000 m²bunn. For større områder økes antall prøvepunkter med én prøve per 10 000 m².

Fra tiltaksområdet i Gilhusbukta foreligger det tot alt sedimentprøver fra 100 prøvestasjoner (prøver fra sluttrapport etter tiltak og fra de supplerende undersøkelsene i 2012 og 2013). Tiltaksområdet har et areal på ca. 60.000 m². Dermed oppfyller antall prøvepunkter i disse områ dene kravet satt i Miljødirektoratets veileder (TA-2802/2011) /7/.

I det etterfølgende er det gjort en trinn 1-risikov urdering for tiltaksområdet. Der det ikke er påvist konsentrasjoner over deteksjonsgrensen er en konsen trasjon lik halvparten av deteksjonsgrensen benyttet i beregningene.

I tillegg til konsentrasjon av miljøgifter i sedime ntene anbefales det for en trinn 1-vurdering å unde r- søke sedimentenes generelle toksisitet ved toksisit etstester av porevann og/eller sedimentekstrakt.

Dette er ikke gjort for sedimentene i Gilhusbukta, men dette vurderes likevel ikke å ha innvirkning på konklusjonen av trinn 1-risikovurderingen.

5.2 Resultater Trinn 1-risikovurdering

(14)

Tabell 5.1: Målte sedimentkonsentrasjoner sammenlignet med Tri nn 1 grenseverdier.

6 Risikovurdering trinn 2

Trinn 2 av risikovurderingen har som mål å bedømme om risikoen for miljø- og helsemessig skade fra sedimentene i et område er akseptabel eller ikke. D ette vurderes i forhold til den risikoen

sedimentene utgjør sammenlignet med fastsatte miljø mål og tilhørende akseptkriterier for området.

Trinn 2-risikovurderingen omfatter tre uavhengige v urderinger:

• Risiko for human helse

• Risiko for effekter på økosystemet

• Risiko for spredning av miljøgifter

Risikovurderingen i trinn 2 baserer seg på estimate r av sannsynlig spredning av miljøgiftene via ulike transportveier, biotilgjenglighet og effekter. Grun nlaget for estimatene er allmenne sjablongverdier for målestørrelser, konstanter og koeffisienter. De rsom stedegne verdier finnes brukes disse i en trinn 3-vurdering. I dette tilfellet er det stedegn e verdier for:

• miljøgiftinnholdet i sedimentenes porevann

• miljøgiftinnhold i sjøvann

• miljøgiftinnhold i sedimenter

• miljøgiftinnhold i biota (strandkrabbe)

Naftalen 100 6000 100,14834 0,29 20689,66 345,34

Acenaftylen 100 410 9,88554 0,033 12424,24 299,56

Acenaften 100 900 24,99845 0,16 5625,00 156,24

Fluoren 100 1300 30,76399 0,26 5000,00 118,32

Fenantren 100 4100 100,03419 0,50 8200,00 200,07

Antracen 100 1000 24,86625 0,031 32258,06 802,14

Fluoranten 100 2200 67,85905 0,17 12941,18 399,17

Pyren 100 1500 46,70055 0,28 5357,14 166,79

Benzo(a)antracen 100 630 19,45967 0,06 10500,00 324,33

Krysen 100 460 14,28679 0,28 1642,86 51,02

Benzo(b)fluoranten 100 380 12,71649 0,24 1583,33 52,99

Benzo(k)fluoranten 100 220 6,53999 0,21 1047,62 31,14

Benzo(a)pyren 100 490 14,6425 0,42 1166,67 34,86

Indeno(1,2,3-cd)pyren 100 230 6,45657 0,047 4893,62 137,37

Dibenzo(a,h)antracen 100 73 1,86859 0,59 123,73 3,17

Benzo(ghi)perylen 100 230 6,16401 0,021 10952,38 293,52

Csed, middel

(mg/kg) Antall

prøver

Målt sedimentkonsentrasjon i forhold til trinn 1 grenseverdi

(antall ganger):

Stoff

Målt sedimentkonsentrasjon

Csed,max

(mg/kg) Maks Middel

Trinn 1 grenseverdi

(mg/kg)

(15)

1-1b. Vedleggene viser også resultatene av beregnin ger av spredning og risiko for human helsebasert på de maksimale stoffkonsentrasjoner i hvert område .

6.1 Forutsetninger

Tiltaksområdet som overskrider grenseverdiene i tri nn 1-risikovurderingen er grunnere enn 20 m og har et totalt areal på ca. 60.000 m².

Vannvolumet over sedimentet er beregnet som gjennom snittlig dyp multiplisert med arealet. Et dyp på 8 m gir et vannvolum på ca. 480.000 m³. Sjøområdene like utenfor Gilhusbukta ligger mot

Drammensfjorden hvor det er antatt at det er relati vt god sirkulasjon av vann ut i fra fjordens beskaffenhet. Basert på disse opplysningene er det antatt at vannmassene i Gilhusbukta har en oppholdstid på noen dager (inntil en uke).

Bioakkumuleringsfaktorer

Det er ikke utført bioakkumuleringstester så sjablo ngverdiene oppgitt i beregningsverktøyet er benyttet.

Porevannskonsentrasjoner

Resultatene fra kjemiske analyser på utpresset pore vann (C_pv) fra 4 prøver tatt i Gilhusbukta i 2005 /5/, samt fra fire prøver fra den supplerende under søkelsen i 2012 /1/ er benyttet i beregningene.

To av prøvene som ble undersøkt i 2012 inneholdt fr i fase tjære (prøve 3+4 og 30+31). Ikke uventet viser disse to prøvene mye høyere konsentrasjoner a v PAH i porevannet enn de øvrige prøvene, se figur 6.1 og tabell 6.1. Disse prøveresultatene får derfor stor påvirkning i spredningsberegningene, o g dersom hele området vurderes under ett så vil spred ningen bli overvurdert. I spredningsberegningen er tiltaksområdet derfor delt i et hot spot-område på 2 000 m²der disse porevannskonsentrasjonene er benyttet, mens de øvrige porevannskonsentrasjone ne er benyttet i spredningsberegningen for resten av området på 58 000 m².

Der det ikke ble påvist porevannskonsentrasjoner av enkeltforbindelser over analysens deteksjons- grense, er porevannskonsentrasjonen satt lik halvpa rten av deteksjonsgrensen. De målte porevannskonsentrasjonene er sammenlignet med grenseverdier for økologisk risiko kalt PNECw(predicted no effect concentration in water, her porevann). Disse grenseverdiene er sammenfallende med grensen mellom tilstandsklasse II og III for sjøvann gitt i veileder TA-2229/2007 /8/.

Toksisitetstester

I følge risikovurderingen skal det gjennomføres en helsediment toksisitetstest i trinn 2 av risikovurderingen. I 2005 ble det utført helsedimen ttest ( Arenicola marina ) på 18 prøver fra tiltaksområdet. Resultatene fra denne undersøkelsen er benyttet i risikovurderingen.

(16)

Figur 6.1: Resultat av PAH-analyser av porevann /1, 5/.

Tabell 6.1: Resultater av porevannsanalyser utført i 2005 og 2 012 /1, 5/.

2005 2012

28 40 49 51 Prøve

3+4¹

Prøve 30+31¹

Prøve 32+33

Prøve 34+35 mg/l

Naftalen 0,00012 0,00005 0,00004 0,00002 1,100 0,00041 0,00003 0,00014

Acenaftylen 0,00001 0,00001 0,00001 0,00001 0,250 0,00590 0,00007 0,00036

Acenaften 0,00001 0,00001 0,00001 0,00001 0,370 0,01800 0,00003 0,00079

Fluoren 0,00002 0,00001 0,00001 0,00001 0,350 0,01900 0,00003 0,00067

Fenantren 0,00006 0,00003 0,00002 0,00002 0,760 0,02900 0,00003 0,00100

Antracen 0,00001 0,00001 0,00001 0,00001 0,180 0,02700 0,00006 0,00170

Fluoranten 0,00003 0,00001 0,00001 0,00001 0,400 0,07400 0,00010 0,01800

Pyren 0,00001 0,00001 0,00001 0,00001 0,300 0,06100 0,00003 0,01300

Benzo(a)antracen 0,00002 0,00001 0,00001 0,00001 0,130 0,02600 0,00007 0,00280

Krysen 0,00001 0,00001 0,00001 0,00001 0,096 0,02100 0,00006 0,00210

Benzo(b)fluoranten 0,00001 0,00001 0,00001 0,00001 0,059 0,01700 0,00017 0,00170

Benzo(k)fluoranten 0,00001 0,00001 0,00001 0,00001 0,042 0,01100 0,00009 0,00088

Benzo(a)pyren 0,00001 0,00001 0,00001 0,00001 0,086 0,02200 0,00021 0,00200

Indeno(1,2,3-cd)pyren 0,00001 0,00001 0,00001 0,00001 0,048 0,01400 0,00012 0,00100 Dibenzo(a,h)antracen 0,00001 0,00001 0,00001 0,00001 0,011 0,00330 0,00003 0,00024

(17)

skipspropeller, eller grunnere enn 15 m for småbåte r (faktaboks 6 i Miljødirektoratets veileder TA 2802/2011 /7/). Hele Gilhusbukta er grunnere enn 15 m, hvilket innebærer at det i hele tiltaks- området kan foregå oppvirvling av finstoff som følg e av båttrafikk.

Hovedandelen av båtanløp i bukta er antakelig av sm åbåter da det ligger en småbåthavn med båtplass til om lag 30 båter innerst i bukta. Det a nslås om lag 200 årlige anløp til denne småbåt- havnen.

I tillegg til småbåttrafikken anløper et cargo-skip (Leca Nord) kaien øst i bukta 1-2 ganger månedlig i sommerhalvåret. Båten er 50 m lang, 9 m bred, og ve ier 500 tonn.

Lengste seilingstraselengde er beregnet til ca. 400 m fra sørenden av tiltaksområdet og inn til småbåthavnen. I følge de supplerende undersøkelsene utført av Multiconsult i 2013 består

sedimentene på sjøbunnen hovedsakelig av sandig sil t og silt. Jamfør faktaboks 6 i veilederen /7/ gir dette en mengde oppvirvlet masse per skipsanløp på ca. 125 kg per anløp for småbåthavn og ca. 820 kg per anløp for industrihavn. Hvert anløp av cargo -skipet tilsvarer da ca. 6,5 anløp av småbåter, og i beregningsverktøyet er det tatt utgangspunkt i småb åttrafikk, men antall anløp av cargo-skipet (12 per år) er omregnet til småbåtanløp (78) for at opp virvlet mengde finstoff skal bli representativ.

Andelen finstoff i sedimentene (< 2 µm) er satt til 6,4 % basert på resultatene fra undersøkelsen i 2013. Konsentrasjon av totalt organisk karbon (TOC) er satt til 1,77 % (gjennomsnitt av tre overflate- prøver fra undersøkelsen i 2013).

Regnearket med alle regneoperasjonene som er utført i henhold til risikoveilederen er vist i vedlegg 1-1b og 2-2a.

6.2 Trinn 2A – risiko for human helse

Human helserisiko må vurderes ut fra hvordan et ris ikoområde brukes: rekreasjon, fangst av fisk og skalldyr osv. Eksponeringsveier er via konsum av fi sk og skalldyr, samt inntak av og kontakt med sediment og vann. Dette benyttes for å beregne en l ivstidsbelastning som sammenlignes med maksimal akseptabel risiko for human helse.

Ved å anta at man er barn i 6 år og voksen i 64 år, beregnes en total livstidsdose som gir gjennomsnitt livstid daglig eksponering, i veilederen kalt DOSE. DOSE kan så sammenlignes med gitte

grenseverdier for maksimal tolerabel risiko (MTR) f or human helse og tolerabelt daglig inntak (TDI).

MTR og TDI defineres som den mengde av et visst sto ff ethvert menneske kan eksponeres for eller innta daglig gjennom hele livet uten signifikant he lserisiko. I veilederen er den laveste av de to verdiene (MTR eller TDI) valgt for å finne grenseve rdi for human risiko. Siden mennesker blir utsatt for forurensninger også fra andre kilder enn sedime nter, er det satt at maksimalt 10 % av den totale eksponeringen et menneske kan utsettes for kan komm e fra sedimentrelatert eksponering. Derfor sammenlignes eksponeringsdosen med MTR/TDI 10 %.

(18)

• oralt inntak av partikulært materiale

• hudkontakt med overflatevann.

Av disse er konsum av fisk og skalldyr den mest betydningsfulle. Eventuell hudkontakt med tjære/tjæreforurenset sediment er ikke aktuell spre dningsvei ut fra arealbruken.

Miljødirektoratets risikoveileder har standardverdi på ca 1 kg/uke for konsum av fisk og skalldyr fra stedet som skal risikovurderes. Dette synes høyt i dette tilfellet, når en tar i betraktning at Gilhus- bukta er relativt liten, og fiskefangst (fritidsfis ke) og inntak ikke kan sammenlignes med det som kan være tilfellet for et større fjordområde. Det er og så kostholdsråd, og omsetningsforbud for usløyet fisk i Drammensfjorden (hele området innenfor Moss/ Horten). Med denne begrunnelse er inntaket av fisk og skalldyr fra Gilhusbukta redusert til 1/ 10 av standardverdien i risikoveilederen, dvs. 100 g pr uke.

Deler av Gilhusbukta benyttes til småbåthavn. Ekspo neringstid og inntak av og hudkontakt med sjøvann og partikulært materiale er i risikovurderi ngen redusert til 1/3 av standardverdi. Bading vil ikke være aktuelt fra småbåthavna. Inngangsparametr e som er benyttet for å beregne human eksponering er vist i vedlegg 1.

I resultattabell 3 i vedlegg 1 er det vist beregnet total livstidsdose (DOSEmaksog DOSEmiddel) for PAH for Gilhusbukta. For de stoffene der det finnes en gren se for human risiko (MTR/TDI 10 %) viser tabellen hvor mye den beregnede livstidsdosen overskrider de nne grensen (når inntak av fisk og skalldyr er med som aktuell eksponeringsvei).

6.2.2 Vurdering av human eksponering

Beregningene viser at med de aktuelle eksponeringsv eiene så overskrider ingen av PAH- forbindelsene total livstidsdose. Med den aktuelle arealbruken utgjør derfor den gjenværende forurensningen ingen fare for human helse.

6.3 Trinn 2B - risiko for økosystemet

Risiko for økosystemet vurderes som følger:

• Bedømme risiko for effekter av direkte kontakt med sedimentet. Dette skjer ved å sammenligne målte sedimentkonsentrasjoner og målte eller beregnede porevannskonsentrasjoner med grenseverdiene mellom Miljødire ktoratets Klasse II og III for henholdsvis marine sedimenter og sjøvann. I tillegg vurderes resultatene fra helsedimenttester og toksisitetstester.

• Bedømme risiko for effekter på organismer i vannmas sene over sedimentet på grunnlag av estimerte miljøgiftkonsentrasjoner i vannet, i forh old til grenseverdiene for Miljø-

direktoratets Klasse II og III for sjøvann. Eventue ll toksisitetstest for porevann skal også være en del av vurderingsgrunnlaget.

Grenseverdiene mellom Klasse II og III har som mål å beskytte minst 95 % av artene i et økosystem,

(19)

konsentrasjoner sammenlignet med PNECw(predicted no effect concentration) grenseverdier.

Det er målt porevannskonsentrasjoner i sedimentene i fire prøver fra undersøkelsen i 2005 og i fire prøver fra den supplerende undersøkelsen i 2012. Gj ennomførte porevannsmålinger fra 2005 antas å kunne representere gjennomsnittlig porevannskonsent rasjon i hele tiltaksområdet med unntak av hot spot-området (”Rute 50+57”). To av de fire pore vannsprøvene fra 2012 (prøve 3+4 og 30+31) er av sedimentprøver der det ble observert fri fase tj ære. Disse antas å kunne representere hot spot- området.

Sammenligningen med grenseverdi for økologisk risik o, PNECw, viser midlere målte porevannskonsentrasjon overskridelse for alle de 16 PAH-forb indelsene. Overskridelsen varierer fra 13 til 3.948 ganger, lavest for acenaften og høyest for indeno(1 ,2,3-cd)pyren (resultattabell 4 i vedlegg 1).

Dersom en tar bort de to porevannsprøvene fra sedim enter i områder med fri fase tjære (prøve 3+4 og 30+31) så er det 11 av de 16 PAH-forbindelsene s om overskrider grenseverdien, og overskridelsen varierer fra 2-97 ganger, lavest for dibenzo(a,h)an tracen og høyest for indeno(1,2,3-cd)pyren.

6.3.2 Beregning av risiko for økosystemet i vannmassene

For å bedømme risiko for effekter på organismer i v annmassene over sedimentene trengs det enten målte eller beregnede konsentrasjoner av miljøgifte ne i vannmassene. Disse konsentrasjonene sammenlignes så med grenseverdiene for Klasse II og III for sjøvann (veileder TA-2229/2007 /8/).

Målte sjøvannskonsentrasjoner antas å kunne represe ntere en middelverdi av hele tiltaksområdet, inkludert hot spot-området, da det også er tatt prø ver i dette området (0,5 m over bunnen). Også vannprøver tatt ca. 2 m under vannoverflaten er tat t med i risikovurderingen, da denne gjøres for hele vannvolumet.

Målte konsentrasjoner av PAH-forbindelser i sjøvann et i det undersøkte området, er sammenlignet med grenseverdi for økologisk risiko, PNEC_w, og viser at det ikke er overskridelser for

middelkonsentrasjoner, mens maksverdier av fire av PAH-forbindelsene overskrider grenseverdien (1,2-2,9 ganger), (resultattabell 6, vedlegg 1). Be regnede sjøvannskonsentrasjonene er høyere enn de målte. Av de beregnede sjøvannskonsentrasjonene ove rskrider ti av PAH-forbindelsene, og

overskridelsen er på inntil 30,2 ganger PNEC_w. Dette antas å skyldes sikkerhetsfaktorer som er l agt inn i beregningsverktøyet.

6.3.3 Vurdering av økologisk risiko

For å avdekke mulige gifteffekter av stoffer som ik ke inngår i det kjemiske analyseprogrammet og samvirkende effekter av flere stoffer, skal det gje nnomføres generelle toksisitetstester. Testene skal fortrinnsvis gjøres på hver sedimentstasjon som for de kjemiske analysene, men for relativt

homogene bunnområder sier veilederen at det vil vær e tilstrekkelig å gjennomføre testene på en

(20)

6.4 Trinn 2C – risiko for spredning fra sedimentet

Transport av miljøgiftene fra sedimentet til vannma ssene skjer ved følgende prosesser:

1) diffusjon/biodiffusjon (F_diff),

2) transport av partikkelbundne stoffer via oppvirvlin g/erosjon (F_skip), og 3) opptak i bunnlevende dyr som deretter spises av fis k og andre dyr (F_org).

Det finnes ikke grenseverdier for spredning. Det er spredningens konsekvens gjennom forringelse av vannkvaliteten i nærliggende områder som er vesentl ig, og den vil som oftest være i form av uønsket akkumulering i fisk og skalldyr. Beregnet totaltran sport ut av et område kan sammenlignes med beregnet transport ut av et tenkt område som akkura t tilfredsstiller grenseverdiene for akseptabel risiko. En måte å sette akseptverdi for spredning k an da være at spredningen ut fra et område ikke skal overstige spredningen fra et slikt tenkt områd e med mer enn x prosent.

6.4.1 Spredning av PAH

Beregnet spredning av de ulike PAH-forbindelsene gi tt som mg/m²/år for de ulike sprednings- mekanismene er vist i resultattabell 2a i vedlegg 1 a og 1b.

Spredning av forurensning er beregnet separat for h ot spot-området ute i bukta og for resten av tiltaksområdet. Dette både fordi de høye konsentras jonene i hot spot-området påvirker middel- konsentrasjonen for hele området, og fordi beregnin gene viser at i hot spot-området dominerer diffusjonen så mye at dette gir urealistisk høy utl ekking for hele området dersom det ses under ett. I hot spot-området er diffusjon den dominerende spred ningsveien for alle PAH-forbindelsene (figur 6.1), mens i resten av tiltaksområdet er alle de tr e spredningsvegene representert og varierer for de ulike PAH-forbindelsene avhengig av løseligheten og biotilgjengeligheten for disse (figur 6.2). I hot spot-området er for øvrig faktoren for diffusjonsha stighet som følge av bioturbasjon redusert fra standardverdien 10 til 3 da det antas at dette områ det er så forurenset at det er lite bunndyr i området, og diffusjon som følge av bioturbasjon vil dermed være liten.

Beregningene viser at utlekkingen av PAH ved diffus jon sannsynligvis r større fra hot spot-området enn fra hele resten av tiltaksområdet, selv om hot spot-området utgjør bare ca. 3,3 % at det totale området (se tabell 6.2). Total spredning fra hot sp ot-området er beregnet til ca. 5,7 kg PAH16per år (hovedsakelig ved diffusjon), mens total spredning fra resten av området beregningsmessig utgjør ca.

9,3 kg/per per år.

Tabell 6.2: Beregnet spredning av PAH basert på midlere konsen trasjoner i sedimentene.

Utlekking (diffusjon) [g/år]

Total spredning [kg/år]

Hele tiltaksområdet minus hot spot (58 000 m²) 1 720 9,3

Hot spot (2 000 m²) 5 733 5,7

Krav i tillatelsen 10 -

(21)

Figur 6.1: I hot spot-området vil diffusjon være den domineren de spredningsveien. Figuren viser prosentvis fordeling av spredningsmekanismer (midle re verdier) for PAH-forbindelser.

Figur 6.2: Prosentvis fordeling av spredningsmekanismer (midle re verdier) for PAH-forbindelser når en ser bort fra hot spot-området og porevannsmålinger i områder med fri fase tjære.

6.4.2 Vurdering av spredning

Beregningene viser at ”tillatt spredning” dvs. en s predning beregnet med utgangspunkt i et innhold tilsvarende grenseverdiene i Trinn 1, er overskrede t for midlere konsentrasjoner av alle de 16 PAH- forbindelsene. Det konkluderes også med at det fore går til dels betydelig spredning av PAH- forbindelser. Totalt er det beregnet en årlig spred ning av PAH₁₆på ca. 15 kg.

(22)

nye miljøgifter gjennom sedimentasjon. Tømmingstide r på over 100 år anses som rimelige

tømmingstider. Fluksen ut av sedimentene kan likeve l være overestimert i forhold til lokale forhold.

Tømmingstiden for PAH-forbindelsene i tiltaksområde t utenfor hot spot-området er beregnet til 14- 214 år, mens den i hot spot-området varierer fra 68 til 273. I hot spot-området er de laveste

tømmingstidene funnet for PAH-forbindelsene med lav est Kd-verdi, det vil si de mest vannløselige forbindelsene (tømmingstid på 68-167 år). I resten av området er de høyeste tømmingstidene funnet for disse stoffene (147-214). Sedimentfellene tyder på at det foregår lite ny tilførsel, og resultatet kan derfor tyde på at spredningen kan være noe overesti mert, i alle fall for noen av PAH-forbindelsene.

6.5 Konklusjon trinn 2 risikovurdering

Beregningen viser at det årlig kan spres totalt ca. 15 kg PAH₁₆fra området. En del av den beregnede spredningen som skyldes skipsoppvirvling antas å væ re knyttet til partikler som kan resedimentere i området. Så langt vi kjenner til finnes det ingen a llmenne eller lokale akseptgrenser som spredningen kan vurderes opp mot, men de beregnede spredningsme ngdene er høye.

Vurdering av risiko for human helse viser at de for urensede sedimentene i tiltaksområdet ikke utgjør en fare for human helse.

Vurdering av risiko for økosystemet viser at beregn et midlere porevannskonsentrasjon for alle de 16 PAH-forbindelsene overskrider grenseverdiene for øk ologisk risiko (PNEC_w) som er lik øvre

grenseverdi for klasse II for sjøvann (Miljødirekto ratets veileder TA-2229/2007 /8/) (resultattabell 4 , vedlegg 1). Beregningene viser også at ”tillatt” sp redning, dvs. en spredning beregnet med

utgangspunkt i et innhold tilsvarende grenseverdien e i Trinn 1, overskrides for midlere konsentrasjoner av alle de 16 PAH-forbindelsene.

Når en sammenligner resultatene av risikovurderinge n med de langsiktige miljømålene for Drammensfjorden, så kan en ikke konkludere med at d isse er nådd for Gilhusbukta. Vilkårene i tillatelsen fra 2008 er heller ikke nådd. For å nå miljømålene må det gjennomføres ytterligere tiltak.

7 Tiltaksbehov

Gjennomført risikovurdering viser at gjenværende fo rurensning i Gilhusbukta utgjør en uakseptabel risiko for spredning av forurensing og for de økolo giske forholdene i sedimentene. For å redusere denne risikoen må det gjennomføres tiltak.

7.1 Aktuelle tiltaksmetoder

Tiltaket må omfatte fjerning eller isolering av de forurensede sedimentene i hele eller deler av tiltaksområdet.

7.1.1 Mudring

Undersøkelsene som ble utført i 2013 tyder på sterk t forurensede PAH-sedimenter til minst 1 m dybde sentralt i tjærebekken. Det kan også være dyp ere noen steder.

(23)

avvanning er derfor en forutsetning. Det må derfor finnes alternative løsninger som for eksempel tankbåt med renseanlegg.

Alternative mudringsmetoder til sugemudring vil vær e grabbmudring eller bakgraver med lokk. Disse mudringsmetodene medfører ikke de samme vannmengden e som sugemudring, men vil etter vår vurdering medføre større fare for spredning av foru rensning når mudringsmassene løftes opp gjennom vannsøylen. Mudring innenfor en siltgardin vil kunne begrense en slik spredning så lenge en klarer å få en siltgardin til å henge på plass. For urensede sedimenter som resedimenterer innfor siltgardinen må remudres. Grabbmudring og mudring m ed bakgraver vil ha de samme utfordringene som sugemudring når det gjelder stabilitet av mudri ngsskråninger, og man må påregne at også deler av tilliggende områder må mudres for å få stabile s kråninger.

Oppsummert vil mudring av de mest forurensede sedim entene medføre mudring av et ukjent volum sedimenter, avhengig av mudringsmetode vil det ente n bli store mengder vann å håndtere eller det er stor fare for at mudringsmetoden vil kunne føre til spredning av forurensning under gjennom- føring. Siden omfang av nødvendig mudring ikke er m ulig å forutsi er også kostnadene ukjente, men det vil uansett beløpe seg til store summer.

7.1.2 Tradisjonell tildekking

I stedet for mudring kan de forurensede sedimentene dekkes til. En metode som har vært benyttet som tiltak mot forurensede sedimenter er tradisjone ll tildekking. Dette innebærer tildekking med egnede mineralske masser i tilstrekkelig tykkelse t il å isolere massene. Formålet med tildekkingen er at den skal hindre spredning og transport av miljøg ifter fra sedimentene og til omgivelsene, samt være en fysisk barriere slik at levende organismer ikke kommer i kontakt med det forurensede sedimentet.

En ulempe med tradisjonell tildekking kan være at d et krever ganske mye masser, og at vekten av disse massene kan medføre setninger i de underligge nde sedimentene med tilhørende utpressing av forurenset porevann. Det er stor sannsynlighet for at utpressingen av porevann stedvis kan dra med seg fri fase tjære mot overflaten. En fordel med tr adisjonell tildekking er at det er en godt utprøvd metode som lar seg gjennomføre med relativt enkle v irkemidler og relativt rimelige.

Metoden vil kunne anvendes enten Gilhusbukta skal fy lles ut eller ikke, men dersom det blir fylt ut med stein så vil vekten av denne steinfyllinga blir avgjørende når det gjelder setninger og utpressing av porevann.

7.1.3 Tynntildekking med aktivt materiale

En metode som er prøvd ut i senere tid er tynntilde kking med aktivt materiale. Da legges det ut et tynt tildekkingslag på anslagsvis 5 cm eller mindre , som over tid vil blandes inn i de stedlige sedimentene ved bioturbasjon. Hensikten med det akt ive materialet er at dette skal redusere

(24)

så vil metoden være dyrere enn tradisjonell tildekk ing. Utlegging av tynntildekking er også mer krevende under utleggingen for å sikre heldekkende tildekking. Dette medfører også økte kostnader.

I Gilhusbukta er det småbåthavn og kai med noe bått rafikk og relativt grunt. Propelloppvirvling vil dermed kunne medføre fare en fare for at laget med tynntildekking eroderes vekk eller svekkes.

7.1.4 Konklusjon tiltaksmetode

På grunnlag av vurderingene over anses mudring i de tte tilfellet som en lite egnet tiltaksmetode, muligens bortsett fra lokalt i «hot spot»-området. Av tildekking kan trolig både tradisjonell tildekki ng og tynntildekking med aktive materialer benyttes, m en sistnevnte metode vil antagelig være den mest kostbare i tillegg til at det er en viss fare for erosjon i de grunneste områdene i småbåthavnen og ved kaien øst i bukten.

Dersom det nå igjen blir aktuelt å fylle ut Gilhusb ukta så antas også tradisjonell tildekking å være b est egnet metode da dumping av stein i et område med ty nntildekking vil medføre at steinen trenger gjennom tildekkingslaget og kan føre til omrøring o g oppvirvling av forurensede sedimenter. Det konkluderes derfor med at tradisjonell tildekking f or å isolere sedimentene vil være den best egnede tiltaksmetoden.

7.2 Dimensjonering av tildekkingslag

Tildekkingslaget må dimensjoneres ut fra lokale for hold, og det må gjøres stedspesifikke vurderinger for å se på materialets rekoloniserings- og geotekn iske egenskaper, jf. TA-2143/2005 (« Tildekkings- veilederen ») /9/. Hvilke masser som er egnet til tildekking v il kunne variere ut fra om bukta skal fylles igjen eller ikke. Endelig valg av tildekkingsmasser kan også til en viss grad bestemmes ut fra pris og hvilke masser som er tilgjengelige.

Permeabilitet og filteregenskaper

I hht. tildekkingsveilederen skal tildekkingsmateri alets egnethet vurderes med hensyn på materialets permeabilitet og filteregenskaper, dvs. dets evne t il å hindre partikkelspredning fra sedimentet som skal dekkes til. Kornfordelingen til bunnsedimenten e i tiltaksområdet varierer fra silt til sandig sil t og vil ha en permeabilitet om lag som for velgradert i silt i hht. tabell 4 i tildekkingsveilederen. I fø lge tabellen bør egnet tildekkingsmateriale da ha en d15mellom 0,008 mm og 0,1 mm. For et ensgradert materiale vil dette typisk være middels silt til fi n sand. For et velgradert materiale kan det også inneholde grovere fraksjoner.

Nødvendig tykkelse av tildekkingslaget

Generelt bestemmes tykkelsen på tildekkingslaget bl .a ut fra følgende forhold for å hindre at forurensningene blir frigjort og spredd til vannmas sene og organismene i sjøen:

• bioturbasjon (omblandings-/spredningseffekter av bu nngravende dyr) og diffusjon

• erosjon og borttransport ved vannstrømmer, båttrafi kk og propellstrøm

(25)

være relevant problemstilling.

Konsolidering av tildekkingslaget vil skyldes setni nger i tildekkingslaget etter at det er lagt ut. Sa ndige materialer setter seg lite, og det kan ses bort fra dette bidraget. Usikkerheten ved utlegging variere r med hvilken metode som benyttes, strøm- og dybdefor hold. En sikkerhetsmargin på ca. 0,1 m anses som rimelig i dette tilfellet, dvs. en total tykkel se på tildekkingslaget på ca. 0,3 m.

Vurdering av geoteknisk stabilitet

En tykkelse på tildekkingslaget på 0,3 m vil påføre bunnen en neddykket vekt på 3 kg/m². For å få brudd i bunnmassene må da sedimentene ha en udrener t skjærstyrke mindre enn 1,0 kN/m². Vår geotekniske vurdering er at nedre del av tildekking slaget i liten grad vil blande seg med de stedlige massene. Utleggingsmetoden blir utslagsgivende for om metoden blir vellykket. Øverste del av tildekkingslaget vil bli kontinuerlig, men med noe deformasjoner på grunn av setninger i under- liggende sedimenter. Dersom tykkelsen på tildekking slaget er 0,5 m anslås setningene i under- liggende sedimenter å bli på inntil 0,1 m. Hele det te volumet skyldes utpressing av porevann. Med mindre mektighet på tildekkingslaget vil setningene bli mindre.

Vurdering av fare for erosjon og resuspensjon som fø lge av skipstrafikk

Dersom Gilhusbukta ikke skal fylles ut må en se på faren for erosjon og skader på tildekkingslaget i småbåthavnen og inntil kaien i øst. For å sikre mot erosjon i disse områdene kan det bli aktuelt å bytte ut øverste ca. 0,2 m med noe grovere masser e nn det nederste tildekkingslaget.

Ekstra tiltak i hot spot-området

Ut fra tidligere observasjoner i Gilhusbukta er det trolig at tjæren stedvis vil kunne bevege seg oppover og forurense tildekkingslaget, for eksempel ved at tjæren følger strømmen av porevann som presses ut eller følger gass-strøm fra nedbryting a v organisk materiale i sedimentene. Særlig er det sannsynlig at dette kan skje i hot spot-området der det er fri fase tjære på overflaten av dagens sedimenter.

På grunn av tjærens densitet og viskositet antar vi at eventuell utpresset tjære vil bevege seg mot de t dypeste punktet i Gilhusbukta, dvs. i hot spot-områ det. For å ha best mulig kontroll på eventuell utpresset tjære anbefaler vi at utleggingen av tild ekkingslaget foregår fra land og mot de dypere områdene, samt at tildekking av hot spot-området av ventes til resten av området er tildekket. På denne måten vil det være mulig å overvåke hva som s kjer i dypområdet og eventuelt sette i verk tiltak for å håndtere dette.

Aktuelle tiltak kan være å fjerne fri fase tjære i hot spot-området ved mudring. Både suge- og gravemudring kan utredes nærmere for dette.

Alternative tiltak kan for eksempel være å dekke sj øbunnen i dette området med en duk før en legger

(26)

7.3 Tiltaksomfang

I tillatelsen fra 2008 er det satt som et vilkår at alle sedimentene i området med PAH16-konsentrasjon over 2 mg/kg (øvre grense for tilstandsklasse II, s toffkonsentrasjon uskadelig selv ved kronisk

eksponering) skal dekkes til. I en del av sluttkont roll-prøvene i utkanten av tiltaksområdet for mudring er det påvist konsentrasjoner mellom 2 og 6 mg/kg (tilstandsklasse III). Om grensen for ytterligere tiltak settes ved tilstandsklasse II el ler III vil derfor ha relativt stor betydning for o mfanget av tiltaket.

Ut fra erfaringen med at miljømålene har vist seg v anskelige å nå, resultatene av de siste under- søkelsene og endrede forutsetninger for arealbruken i Gilhusbukta, foreslås det å endre miljømålet til tilstandsklasse III for PAH (6 mg/kg). Ved stoffkon sentrasjoner i tilstandsklasse III kan det for enke lte organismer oppstå negative effekter ved kronisk eks ponering, men sedimentene vil ikke være akutt toksiske, og med den naturlige sedimentasjonen som er i området antas det at tilstandsklasse II likevel vil kunne nås på litt sikt. Dette forutsett er at oppbyggingen av nytt sediment er raskere enn forurensning av det nye sedimentet pga. bioturbasjo n. Selv om datagrunnlaget er lite, så tyder sedimentprøvene fra Gil 4 i 2008 og 2011 at sedimen tasjonen er stor nok. I denne stasjonen ble tilstanden i overflatesedimentene bedret fra tilsta ndsklasse III i 2008 til klasse II i 2011. Den vide re risiko- og tiltaksvurderingen tar utgangspunkt i de tte endrede miljømålet.

En risikovurdering med utgangspunkt i tilstandsklas se III som tiltaksgrense viser at dersom et areal p å ca. 47 000 m²dekkes til (se rapportens tegning -5), så vil gjen nomsnittlig sedimentkonsentrasjon i hele området på 60.000 m²etter tiltak overskride trinn 1-grenseverdier (til standsklasse II-verdier) for 6 av de 16 PAH-forbindelsene. Overskridelsene vil v ære på 1,04-4,25 ganger grenseverdien (vedlegg 2). Beregningene viser også at «tillatt spredning» overskrides for fem av PAH-forbindelsene, og overskridelsen er på 1,2-12 ganger (gjennomsnittlig e konsentrasjoner).

Det er beregnet en total spredning på ca. 0,4 kg PA H₁₆per år (resultattabell 2b, vedlegg 2a), hvorav utlekking via diffusjon er beregnet til 14 g/år (ve dlegg 2a), se tabell 7.1. I tillatelsen var det sat t krav om at utlekking av PAH maksimalt skal være 10 g/år etter at mudring og all tildekking er fullført. I beregningene er det forutsatt at PAH-konsentrasjone n i tildekkingsmassene er lik 0 mg/kg. Grense for human risiko og grenseverdi for økologisk risik o for sjøvann overskrides ikke. Porevanns- konsentrasjoner er undersøkt i tre prøver med sedim entkonsentrasjoner på 2,5-6,7 mg/kg. Bare for tre av de 16 PAH-forbindelsene overskrides grenseve rdien for økologisk risiko i porevann.

Overskridelsen er på 1,03-5 ganger.

Risikovurderingen viser dermed at med et tiltak som beskrevet over er miljørisikoen i Gilhusbukta kraftig redusert, se tabell 7.1 under med spredning sdata fra risikoberegningene.

Tabell 7.1: Beregnet spredning av PAH fra hele området, etter tiltak i områder i tilstandsklassse III og dårliger e, basert på midlere konsentrasjoner i sedimentene.

Utlekking (diffusjon) [g/år]

Total spredning [kg/år]

(27)

samlede partikler i sedimentfellene viser at disse er i tilstandsklasse II for sum PAH₁₆. Over tid er det derfor grunn til å vente at sedimentene i Gilhusbuk ta også vil få en naturlig forbedring. Sediment- prøver i Gil 4 i 2008 og 2011 tyder også på at det foregår en sedimentering som medfører en

forbedring i overflatesedimentene. Over tid vurdere s det derfor som realistisk å tro at miljømålet på 2 mg/kg PAH₁₆i toppsedimentene kan nås i store deler av området , men som tidligere nevnt er det fare for at en stedvis kan oppleve at tjære trenger igjennom tildekkingslaget og forurenser dette.

Det tas forbehold om at det er litt få prøver mot S måbåthavnen i nord, og det kan derfor være at tiltaksområdet bør utvides helt nord til strandlinj en. For å avklare dette må det tas supplerende prøver i dette området.

8 Tiltaksplan

Basert på vurderingene foran er det utarbeidet en o rienterende tiltaksplan med tradisjonell tildekking av et område på ca. 45 000 m²som vist på rapportens tegning nr. -5.

Siden de videre planene for utvikling av Gilhusbukt a fortsatt er uklare, både med hensyn på hva som skal gjøres og hvem som skal gjøre det, må tiltaksp lanen gitt i denne rapporten anses som foreløpig og et grunnlag for en detaljert gjennomgang og even tuelt revisjon når ansvarsforhold og de endelige planene for utviklingen av Gilhusbukta er klarlagt.

8.1 Revidert miljømål

Gjennomsnittlig PAH₁₆-konsentrasjon i sedimentene i Gilhusbukta skal min imum være i tilstandsklasse III (6 mg/kg) når tiltak er gjennomført.

8.2 Tiltaksområde

Avgrensing av tiltaksområdet er vist på tegning -5. Før tiltaket settes i verk må det imidlertid tas n oen supplerende prøver nord i småbåthavna for å se om t iltaksområdet må utvides nordover.

8.3 Tildekkingsmasser

Ut fra de stedlige bunnsedimentene og retningslinje ne i tildekkingsveilederen bør tildekkings- materialet ha en d₁₅mellom 0,008 mm og 0,1 mm. For et ensgradert mater iale vil dette typisk være middels silt til fin sand. For et velgradert materi ale kan det også inneholde grovere fraksjoner. Type tildekkingsmasser kan til en viss grad også tilpass es masser som er tilgjenglige på markedet for å kunne redusere kostnadene mest mulig.

8.4 Utleggingsmetode

Utleggingen av tildekkingsmassene skal foregå fra l and og utover mot det dypeste området, og selve hot spot-området skal dekkes til til slutt.

(28)

8.5 Kontroll med hot spot-området

Undervegs i tildekkingen, og før tildekkingen av ho t spot-området kan starte, må en overvåke om tiltaket fører til at det samler seg mer fri fase t jære i dette området. Dersom det er tilfelle må sær lige tiltak som nevnt i kap. 7.2 vurderes nærmere.

8.6 Framdrift

Tildekkingen kan ikke uføres på vinteren, men må ut føres når det er isfritt i Gilhusbukta. I tillegg k an det være en fordel å unngå flomperioder. Tidligste start av dette arbeidet antas dermed å bli ca. mai 2014.

Utleggingen av tildekkingslaget antas å ta ca. 1 ti l 2 måneder.

8.7 Overvåking

8.7.1 Overvåkingsprogram

Erfaringer fra andre prosjekt der forurensede sedim enter blir dekket til med sand- og grusmasser har vist at metoden ikke fører til oppvirvling og spred ning av forurenset sediment. Med de stedlige sedimentene som er påvist i Gilhusbukta er dette ve ntet å også være tilfelle her. Eventuell

oppvirvling og spredning av sedimenter i forbindels e med den delen av anleggsperioden da utlegging av tildekkingslaget pågår, vurderes som så begrense t at det ikke er nødvendig med tiltak. Området vil også være så stort, og med så pass store vanndyp, a t avgrensing med en siltgardin vurderes som lite egnet.

8.7.2 Sluttdokumentasjon av tiltak

Før tildekkingen starter skal det plasseres ut måle pinner på bunnen. Etter utlegging skal tildekkingen kontrolleres av svømmedykker. Det vil bli utført ko ntroll av tildekkingslagets tykkelse (målepinnene) og utbredelse. I tillegg vil det bli tatt 3-4 prøve r av tildekkingslaget og disse analyseres for innho ld av kjemiske miljøgifter for å undersøke eventuell innb landing av forurensede sedimenter i tildekkingslaget.

8.7.3 Langtidsovervåking av tiltaket

Tildekkingslaget bør kontrolleres med prøvetaking i ca. 5 stasjoner etter ca. 2 år, ca. 5 år og ca. 10 år.

Avhengig av analyseresultatene kan det bli nødvendi g å endre på denne frekvensen. Overvåkningen må også inkludere utviklingen i området med sedimen ter i tilstandsklasse III som antas å ville bli rehabilitert ved naturlig sedimentering.

Dersom Gilhusbukta blir fylt ut vil tildekkingslage t ikke være tilgjengelig for prøvetaking. Langtids- overvåking av tildekkingslaget må da utgå.

(29)

NOAH AS. Gilhusbukta – Forurensede sedimenter. Data rapport – supplerende sedimentundersøkelser.

/2/ Multiconsult-rapport nr. 123017-RIGm-RAP-004, d atert 11. september 2013 Gilhusbukta – Forurensede sedimenter. Supplerende s edimentundersøkelser 2013.

Datarapport

/3/ Gilhus Invest AS. Sluttrapport fra tiltaksarbei der ved NCC-tomta gnr19 bnr 148 Lier kommune.

Del 2 mudring sjø. Rapport utarbeidet av NOAH AS og GEM Consulting AS, datert 20. november 2010.

/4/ NGI-rapport 20081432-00-82-R, rev. 1, datert 23 . mai 2012.

Fylkesmannen i Buskerud. Miljøovervåkning av indre Drammensfjord. Sluttrapport fra overvåkning av Drammensfjorden 2008-2011.

/5/ Multiconsult-rapport nr 102843-3, datert 15. se ptember 2005.

Utvidet sjøbunnsundersøkelse, Gilhusbukta. Datarapp ort.

/6/ Multiconsult-rapport nr 123017-1, datert 20. ja nuar 2012.

NOAH AS. Gilhusbukta – Forurensede sedimenter. Risi kovurdering av foruresnset sediment (123017-RIGm-Rap001-Rev00).

/7/ Miljødirektoratet, veiledning TA 2808/2011, rev isjon 1, august 2012 Risikovurdering av forurenset sediment.

/8/ Miljødirektoratet, veiledning TA 2229/2007

Veileder for klassifisering av miljøkvalitet i fjor der og kystfarvann. Revidering av klassifisering av metaller og organiske miljøgifter i vann og sedi menter.

/9/ Miljødirektoratet, veiledning TA-2143/2005

Veiledende testprogram for masser til bruk for tild ekking av forurensede sedimenter («Tildekkingsveileder»).

(30)

(31)

Vedlegg 1

Risikovurderinger – Utskrift fra regneark:

Hele tiltaksområdet uten tiltak (26 sider)