RAPPORT. Masshantering i vattenområdet vid ombyggnad av Slussen Söderström Underlagsrapport till MKB för Slussen

Transkript

1 RAPPORT Masshantering i vattenområdet vid ombyggnad av Slussen Söderström Underlagsrapport till MKB för Slussen Upprättad av: John Sternbeck och Magnus Land. Granskad av: Katarina Gyllenberg

2 RAPPORT Masshantering i vattenområdet vid ombyggnad av Slussen Söderström Underlagsrapport till MKB för Slussen Kund Exploateringskontoret innerstad Box Stockholm Konsult WSP Stockholm-Globen Besök: Arenavägen 7 Tel: Fax: WSP Sverige AB Org nr: Styrelsens säte: Stockholm Kontaktpersoner Uppdragsansvarig: John Sternbeck, , john.sternbeck@wspgroup.se Handläggare: Magnus Land: (26)

3 Innehåll 1 Inledning och syfte 5 2 Allmän områdesbeskrivning 6 3 Övergripande beskrivning av verksamheten 7 4 Kriterier för klassning av överskottsmassor från vattenområdet Återanvändning inom området Återanvändning på annan plats Omhändertagande på avfallsanläggning 11 5 Muddring Genomförande Bottenmaterialet Massor och mängder Kontroll och klassning av muddermassor Miljökonsekvenser och skyddsåtgärder 18 6 Utfyllnad Aktuella utfyllnadsarbeten Utfyllnad av djuphålor Genomförande och material Miljökonsekvenser och skyddsåtgärder djuphålor Övriga utfyllnader Motivering Omfattning och genomförande Miljökonsekvenser och skyddsåtgärder 25 7 Referenser 26

4 Sammanfattning Rapporten beskriver den masshantering i vattenområdet som planeras för ombyggnation av Slussen i Stockholm. Genomgången omfattar främst muddring och utfyllnadsarbeten, medan rivningsmaterial beskrivs i annan rapport. Det görs också en genomgång av kriterier för klassning av överskottsmassor från vattenområdet. Den planerade muddringen omfattar m 3 fyllning och sediment. De mest omfattande muddringsarbetena kommer att ske i det blivande kanalområdet och i närheten av nuvarande sluss, där mjukbottnar helt saknas och bottenmaterialet till övervägande del består av sandig och grusig fyllning. Även i övriga muddringsområden förekommer friktionssediment eller grövre fyllning, och i mycket begränsad utsträckning mjukbottnar. Föroreningsnivåerna i blivande muddringsmassor från de olika områdena har i flera etapper undersökts genom stickprov. Hittills genomförda mätningar indikerar att halterna generellt är relativt låga, och lägre än de lokala bakgrundshalterna i Riddarfjärden. Dock förekommer förhöjda halter sporadiskt. Genomförda siktanalyser visar genomgående att massorna är sandiga/grusiga med mycket litet innehåll av lera och organiskt material. Då muddermassorna endast till liten del innehåller leror beräknas grumlingen bli mycket begränsad. Hänsyn har i dessa beräkningar tagits till muddringskapacitet och partiklarnas återsedimentation. Även påverkan på ytvattnets innehåll av föroreningar bedöms som liten. Det bedöms därför inte nödvändigt med särskilda avgränsningar för att minska miljöpåverkan vid muddring. Däremot ska själva muddringsarbetet samt tappning och lastning i pråm eller lastbil genomföras med stor försiktighet. Entrepenörerna ansvarar för genomförandet av egenkontroll under arbetstiden, för att säkerställa låg miljöpåverkan. Utfyllnadsarbeten i vattenområdet genomförs av flera skäl: 1) utjämning av botten för att underlätta konstruktionsarbeten, 2) anläggning av en slänt (diffusor) öster om Slussen för att minska hastigheten i utgående vatten vid extrema tappningar, 3) utfyllnad bakom nya kajlinjer, 4) utfyllnad vid ledningsdragning. Totalt beräknas utfyllnadsarbeten omfatta ± m 3. Utfyllnaderna har miljöbedömts avseende förlust och förändring av bottenhabitat samt grumling och spridning av förorenade sediment i samband med utfyllnaden. Bottenhabitaten påverkas kortsiktigt genom att vissa bottnar övertäcks med nytt material, men detta bedöms inte ha några bestående ekologiska konsekvenser. Grumlingen vid utfyllnad bedöms generellt som måttlig och kortvarig, till följd av massornas sandiga och grusiga karaktär. Om utfyllnad kommer att göras på mjukbottnar kan grumlingen dock bli mer omfattande. Till följd av områdenas begränsade skyddsvärde och de förhållandevis harmlösa massorna rekommenderas inte generell användning av skyddskärmar inom arbetsområdet. Ur miljöperspektiv bör muddermassorna kunna användas för flera av de utfyllnader som planeras i projektet, då föroreningsnivåerna i dessa massor är lägre än i utfyllnadsområdena och spridningsriskerna inte ökar efter utfyllnad. 4 (26)

5 1 Inledning och syfte Föreliggande rapport syftar till att beskriva vilka massor som kommer att hanteras vid arbete i vatten i samband med ombyggnad av Slussen Söderström i Stockholm. Rapporten ska användas för tre syften: 1) Underlag för bedömning av miljöpåverkan och miljökonsekvenser; 2) Underlag för projektering; 3) Underlag för genomförande. Målet är att för vattenmiljön i arbetsområdet beskriva: vilka mängder av olika massor som hanteras, och under hur lång tid massornas sammansättning och innehåll av farliga ämnen vilka massor som generellt kan återanvändas inom området om det av miljöskäl finns restriktioner för hur massorna kan användas, och hur man under entrepenadarbetet säkerställer att rätt massor används behov och utformning av skyddsåtgärder. Hanteringen av massor från arbeten i vatten ska följa de övergripande miljömålen för planering och projektering inom projekt Slussen (Stockholms stad, ): Bygg, rivnings- och schaktmassor ska generellt hanteras i följande prioritetsordning: 1. Återanvändning inom Slussen 2. Återanvändning på annan plats 3. Återvinning 4. Energiutvinning 5. Borttransport och omhändertagande. Gällande muddermassor har följande mål formulerats (Stockholms stad, ): Sediment karteras, klassificeras och hanteras i följande prioritetsordning: 1. Flytta/fylla ut bottnar 2. Återanvändning på land 3. Borttransport I kapitel 5 och 6 ges beskrivning av teknik och metoder, material och mängder, riskmoment och bedömning av miljöpåverkan vid muddring och utfyllnadsarbeten. Angränsande aspekter som berörs i andra rapporter är: Masshantering vid arbete ovan vatten (Tyréns, ; rev ) Anläggningstekniska frågor som mängder, schakt land-vatten, mellanlagring, lastning, transporter mm (SWECO, ; rev ) Miljöaspekter relaterat till byggarbeten, t.ex. grumling, spridning av metaller och miljögifter, miljökontroll samt förändring av bottenhabitat beskrivs i WSP (2011a). Frågor rörande rivningsavfall diskuteras i Tyrens ( ; rev ) och SWECO ( ; rev ). 5 (26)

6 2 Allmän områdesbeskrivning En ungefärlig avgränsning av det område som bedöms kunna påverkas av anläggningsarbetena är från tunnelbanebron i väster och österut ca 250 m längs stadsgårdskajen. Vattenomsättningen i Mälardelen påverkas främst av om Slussen är öppen eller ej samt i vilken grad tappningsluckorna är öppna. Arbetet med ombyggnad av Slussen planeras att pågå under 6-7 år, varför vattenomsättning och potential för spridning av eventuella föroreningar i vattenmiljön kommer att variera över tiden. Som ett mått på områdets biologiska status har bottenfaunan karterats i ett stort antal stationer i Östra Mälaren och Saltsjön (Medins, 2008). I Mälardelen fanns en provpunkt i närheten av Slussen, inom arbetsområdet. Denna punkt ingick i en grupp i östra Riddarfjärden som uppvisade god ekologisk status, men mycket nära gränsen för måttlig status. Övriga områden i Östra Mälaren uppvisade hög status. I Saltsjön var bottenfaunan generellt betydligt sämre än i Östra Mälaren och provpunkterna strax öster om Slussen uppvisade måttlig ekologisk status. Sammantaget bedöms vattenmiljön i arbetsområdet ha ett begränsat skyddsvärde. Området är inte unikt och utgör endast en liten del av hela Riddarfjärden. Mälardelen av arbetsområdet ingår i vattenförekomsten Mälaren-Rödstensfjärden, för vilken god ekologisk status råder. Kvalitetskravet är att detta också ska gälla år Saltsjödelen av arbetsområdet ingår i vattenförekomsten Strömmen, vilken är klassad som Kraftigt modifierat vatten. För närvarande är Strömmen klassad som måttlig ekologisk potential med kvaliteskravet att god ekologisk potential ska vara uppnådd senast år (26)

7 3 Övergripande beskrivning av verksamheten Ombyggnaden av Slussen vid Söderström i Stockholm medför arbeten i vatten. Befintlig anläggning ska rivas och nya anläggningar ska uppföras. Befintliga massor som kommer att flyttas eller tas bort utgörs av sediment, fyllning och rivningsmassor. Nya konstruktioner i vattenområdet innebär tillförsel av betong, armering, stål mm. Därutöver kommer utfyllnad krävas i vissa områden. ELU ( ) har presenterat en preliminär och övergripande skattning av de mängder och material som kommer att hanteras i vattenmiljön. Detta sammanfattas i Tabell 1. De områden som är aktuella återges i Figur 1. Mer detaljerad beskrivning ges i kapitel 5 och 6. Varaktigheten av respektive moment har två komponenter: 1) netto, dvs effektiv tid för resp. moment; 2) brutto, dvs under hur lång tidsperiod som arbeten kommer pågå. Nettotiden kan skattas utifrån hanterade mängder (ELU, ) och maskinell kapacitet. Bruttotiden baseras på uppgifter från projektets skedesplaner. För utfyllnadsarbeten ges ungefärlig bruttotid utifrån en tidigare version av skedesplanen. I Tabell 1 anges bruttotiderna medan den effektiva arbetstiden redovisas i efterföljande kapitel. Arbetsmomenten innefattar muddring, rivning, anläggning av kajer, diffusor, sluss och avbördningskonstruktioner, utläggande av erosionsskydd samt utfyllnadsarbeten. Vid utfyllnader är det i första hand önskvärt att överskottsmassor från arbetsområdet används. Härmed kan transportbehoven minimeras och den totala massomsättningen minskar. Tabell 1. Samlad beskrivning av de massor som kommer hanteras i vattenområdena inom arbetsområdet (efter ELU, ). Nettotider i dygn är beräknade under antagandet att arbetet pågår effektivt 8 timmar/dygn. Moment Typ av massa Mängd Varaktighet (månader / dygn) Muddring Sediment och fyllning ( ) m 3 48m / 1060d (se kapitel 5.3) Utfyllnad Se kapitel 6, ± m 3 21m / d Anläggning Betong Oklart hur mycket som är under vatten Anläggning Armering Oklart hur mycket som är under vatten Anläggning Erosionsskydd < m 2 Anläggning Spont ± 4000 m 2 ca 3800 ton stål) Anläggning Stålkärnepålar Oklart hur mycket som är under vatten Anläggning Injekteringspålar/ Slagna pålar stål Oklart hur mycket som är under vatten Anläggning Granit Oklart hur mycket som är under vatten m / 64d - 7 (26)

8 Figur 1. Planskiss över områden där massor kommer att hanteras. Föreliggande rapport avser fyllning i vatten, muddring samt delar av jordschakt på land och muddring. 8 (26)

9 4 Kriterier för klassning av överskottsmassor från vattenområdet Hanteringen av överskottsmassorna styrs av om det finns önskemål om eller behov av att återanvända massorna. Om återanvändning är önskvärt måste först en geoteknisk bedömning göras om massorna är lämpliga för tilltänkt ändamål. Givet att massorna är lämpliga ur geoteknisk synpunkt måste massorna också kontrolleras så att de kan återanvändas ur miljösynpunkt, det vill säga att föroreningsnivåerna inte är för höga. Vilka kriterier massorna ska jämföras mot ur miljösynpunkt är beroende av om de ska återanvändas i vatten inom arbetsområdet eller om de ska transporteras bort och återanvändas på annan plats. Om massorna av någon orsak inte kan eller ska återanvändas inom projektområdet kan de, beroende på föroreningsinnehåll, antingen användas på annan plats eller omhändertas på lämplig avfallsanläggning. I Figur 2 och i avsnitt 4.1 till 4.3 beskrivs vilka miljökriterier som bör användas för att avgöra om massorna kan återanvändas. Figur 2. Schematisk beskrivning av vilka kriterier (se gula pentagoner) som bör användas för att avgöra hur muddermassor från projekt Slussen ska hanteras. Det kommer att finnas begränsade möjligheter till lokal mellanlagring av massor för kontroll och klassning. Det förutsätts därför att massor som kan bli aktuella för återanvändning inom området kontrolleras och klassas innan schaktarbetena påbörjas. Detta genomförs med provborrningar. Massor som ska återanvändas på annan plats eller deponeras måste normalt karakteriseras med högre provtäthet (mindre enhetsvolymer) än vad som kan uppnås genom provborrning. För återanvändning på annan plats eller deponering bör klassning därför göras efter uppgrävning. 9 (26)

10 4.1 Återanvändning inom området För att avgöra vilka massor som behöver åtgärdas och vilka massor som kan lämnas kvar inom ett förorenat område görs ofta en riskbedömning. Sådana riskbedömningar kan göras både för förorenad mark och för förorenade sediment. Vid dessa riskbedömningar beräknas ofta riktvärden för de förorenade massorna som anger en föroreningsnivå som ur miljö- och hälsorisksynpunkt anses vara acceptabla. När det gäller förorenad mark har Naturvårdsverket (2009) beräknat generella riktvärden för känslig markanvändning (KM) respektive mindre känslig markanvändning (MKM). Om förutsättningarna i ett visst område på ett avgörande sätt skiljer sig från de som antas gälla för KM och MKM kan så kallade platsspecifika riktvärden beräknas. De generella riktvärdena för förorenad mark kan inte användas för sediment eftersom förutsättningarna för risker med sediment är helt annorlunda jämfört med mark. Däremot kan själva principen för riskbedömningen av sediment och mark vara likartad, och ofta ingår som huvudmoment en problembeskrivning med en konceptuell modell, en exponeringsanalys, en effektanalys och en riskkarakterisering. Förslag till riktvärden för muddermassor som kan lämnas kvar, eller återanvändas på platsen, anges i avsnitt 5.4 Kontroll och klassning av muddermassor. 4.2 Återanvändning på annan plats Generella eller platsspecifika riktvärden för förorenade massor är inte att betrakta som nivåer till vilka det är tillåtet att förorena. Därför kan inte dessa riktvärden per automatik användas för att avgöra om vissa massor kan återanvändas på en viss plats. Naturvårdsverket (2010) har nyligen publicerat en handbok där vägledning ges om hur avfall som ska återanvändas för anläggningsändamål ska bedömas. Avfallet indelas i tre olika kategorier beroende på vilken risknivå de kan anses tillhöra. Risknivåerna och vilka möjligheter till återanvändning som finns är sammanställda i Tabell 2. Tabell 2. Indelning av risknivåer och administrativa krav vid återvinning av avfall för anläggningsändamål enligt Naturvårdsverket (2010). Risknivå Mindre än ringa risk Ringa risk Mer än ringa risk Krav vid återanvändning Kan återanvändas fritt Kan återanvändas efter anmälan till tillsynsmyndighet Kan återanvändas efter tillstånd för miljöfarlig verksamhet I handboken finns kvantitativa kriterier för vilka massor som kan anses utgöra mindre än ringa risk, det vill säga vilka massor som kan återanvändas fritt utan anmälan eller tillstånd. Dessa kriterier består både av totalhalter och utlakningsegenskaper. Var gränsen går mellan ringa risk och mer än ringa risk anges endast i kvalitativa termer och det åligger verksamhetsutövaren att själv visa vilken kategori massorna tillhör. 10 (26)

11 Beräkningsprinciperna för att bedöma nivån för mindre än ringa risk utgår från att anläggningen är lokaliserad på land. De är därför inte direkt överförbara till massor som ska återanvändas på till exempel botten av en sjö. I Projekt Slussen föreslås att eventuella muddermassor som ska återanvändas på annan plats, det vill säga utanför vattenområdet, ska klassas enligt samma principer som för landbaserade massor som ska återanvändas på annan plats. Hur den klassningen görs beskrivs närmare i PM Rapport Miljö masshantering land (Tyrens ). 4.3 Omhändertagande på avfallsanläggning Muddermassor som inte ska återanvändas kan omhändertas på avfallsanläggning för förorenade massor. Där kan de antingen behandlas eller deponeras. Förutsättningarna för deponering beror av om massorna kan klassas som icke-farligt avfall eller inte. I avfallsförordningen (SFS 2011:427) står att muddermassor som innehåller farliga ämnen (avfallskod ) är farligt avfall. Med farligt ämne avses ett ämne som har klassificerats som farligt enligt direktiv 67/548/EEG och senare ändringar av detta direktiv. Här ingår exempelvis tungmetaller. Det finns dock inga uppgifter om hur höga halter av de farliga ämnena muddermassorna ska innehålla för att de ska klassas som farligt avfall. Avfall Sverige (2008) har publicerat förslag på kriterier för förorenad jord som bör klassas som farligt avfall. De halter som hittills mätts upp i det aktuella området har med marginal varit lägre än dessa kriterier. Det mest sannolika är därför att de massor som eventuellt ska deponeras på land kommer att klassas som icke-farligt avfall. Kriterier för val av deponiklass återfinns i NFS 2004:10 samt NFS 2010:4. I Projekt Slussen föreslås att eventuella muddermassor som ska omhändertas på avfallsanläggning för förorenade massor ska klassas enligt samma principer som för landbaserade massor som ska omhändertas på avfallsanläggning för förorenade massor. Dessa principer redogörs för i SWECO ( ). 11 (26)

12 5 Muddring 5.1 Genomförande Vilken teknik som används för muddringen beror på olika faktorer såsom: volymen som ska muddras, materialets kornstorlek och innehåll av föroreningar, geologiska och hydrografiska förhållanden, vattendjup, möjligheter till lokal avvattning, avstånd till platser där massorna kan användas, deponeras eller dumpas, miljöhänsyn och säkerhetsaspekter, tekniska aspekter på mudderverken, t.ex. kapacitet och möjlig djupgång, kostnader Det finns i huvudsak två huvudtyper av muddringsmetoder: grävmuddring (mekanisk muddring) och sugmuddring (hydraulisk muddring). Dessa tekniker består i sin tur av olika varianter. Sugmuddring bedöms med hänsyn till massornas grovkorniga karaktär. I dessa arbeten kommer rivningsarbeten att krävas för att möjliggöra vissa muddringsarbeten. Då många hänsyn måste tas till områdenas funktionalitet (t.ex. trafik på land och i vatten, tappning av Mälaren) kan muddring inte genomföras koncentrerat under kort tid med ett större mudderverk. Muddringsarbetena kommer därför att pågå intermittent och med måttlig intensitet under lång tid. Den mest lämpliga metoden under dessa förutsättningar är sannolikt grävmuddring från land med en långarmad grävmaskin. Vid muddring längre från kaj, såsom vid ledningsbanken, krävs tillfällig etablering av grävskopa på exempelvis ponton eller tillfällig bro. Muddringskapaciteten har bedömts till 15 m 3 /timme. I den mån rivning och byggarbeten tillåter kommer muddring utföras så koncentrerat som möjligt. Muddermassorna kan innehålla t.ex. järnskrot, träkonstruktioner och betongrester. Sådant material sorteras ut direkt på pråmen genom okulär besiktning. 12 (26)

13 5.2 Bottenmaterialet Vattendjupen i de berörda områdena visas i Figur 3. Bottnarna i Stockholm har karterats med multibeam-ekolod och stickprovtagning av bottensediment (Marin Miljöanalys, ). Detta möjliggör en tolkning och indelning av ytsedimenten i fyra klasser: Mjukbotten är gyttjelera och lergyttja, dvs mycket lösa sediment Hårdare mjukbotten är mer konsoliderade leror, siltig lera och även sandig silt. Detta är relativt lösa sediment. Sandiga sediment innefattar siltig sand & fyllnadsmaterial; trolig erosionsbotten. Grus, fyllning, hårdbotten är det hårdaste bottnarna; utgör också erosionsbottnar. Undersökningens resultat tyder på att egentliga mjukbottnar är sparsamt förekommande i arbetsområdet vilket är rimligt då det tidvis är mycket strömt i dessa områden. I stora delar av arbetsområdena har bottnarna tolkats som sandiga, grusiga eller med inslag av fyllning, men det förekommer även inslag av mer kompakta leror. Utgående från denna bottenkartering av ytsedimenten, och med vissa korrigeringar efter nyligen genomförda provtagningar, ges en generaliserad bild av bottenmaterialet i Figur 4. I det följande presenteras det material som finns för olika delområden. De mest omfattande muddringsarbetena kommer att ske i det blivande kanalområdet 1 och i närheten av nuvarande sluss, där mjukbottnar helt saknas. Geotekniska provborrningar (ELU, ; ) visar att bottenmaterialet i detta område till helt övervägande del består av grovkornig fyllning (sand och grus). I några punkter kan det på djupare nivåer förekomma siltigt och lerigt material. Den geotekniska undersökningen utfördes med en provtagningsmetod som gör att finmaterial delvis spolas bort. Förekomsten av lera och organiskt material skulle därför kunna vara underskattad i dessa undersökningar. För att undersöka detta har man i två olika undersökningar (SWECO ; WSP 2011b) genomfört siktanalyser på prover tagna med hjälp av dykare från de olika muddringsområdena. Med denna provtagning undviker man den eventuella underskattning av finmaterial som kan ha påverkat resultat från de geotekniska undersökningarna. Siktanalyserna visar att samtliga prov från de framtida muddringsområdena består främst av grövre material, med en representativ kornstorleksfördelning enligt Tabell 3. Partiklar med större diameter än 0,25 mm sjunker så fort att de bidrar till grumligheten endast i obetydlig omfattning. I SWECOs undersökning genomförde dykare också sticksonderingar längs kajer i hela arbetsområdet, dvs både på Mälarsidan och Saltsjösidan. I mindre områden längs Stadgårdskajen (t.ex. vid Franska bukten) förekommer vad som benämndes mjukbottnar. Fältnoteringarna ger i dessa fall information om sandiga sediment som överlagras av tunt dylager (förmodligen gyttja). Förhållanden angavs ofta som mycket strömt. Banken under T-banebron består huvudsakligen av silt, sand och grus, och torde till stora delar vara anlagd under 1800-talet (ELU, ; WSP 2011b). Materialet antas 1 Kanalområdet avser dels nuvarande slusskanal men också de områden söder och norr om denna kanal, där de nya tappningskanalerna ska byggas. 13 (26)

14 vara en blandning av fyllning och naturligt avsatta friktionssediment. Enligt Marin Miljöanalys inventering skulle det vara kompakt mjukbotten i dessa områden. Detta stämmer inte med resultat från genomförda provtagningar. Kunskap om sedimenttyperna i de djuphålor som kan komma att fyllas upp är också av intresse. Miljöprovtagning med rörhämtare och Ekmanskopa (WSP, 2009) lyckades inte provta den östliga djuphålan som är belägen precis väster om Slussen, då bottnarna var mycket hårda. I de djupaste delarna av den västliga djuphålan var sedimenten leriga, men med lite grus överst. Svart färg tyder på anoxiska förhållanden. Geotekniska undersökningar från 1930-talet tyder på ca 5 meters mäktighet av mjuka leror i de djupare delarna av västra djuphålan (Slussbyggnadskommitten, ). Provtagningar på flanken (15 meters djup) visar sandiga och grusiga sediment (WSP 2011b). Marin Miljöanalys tolkning av de översta sedimentlagret förefaller inte representativ för djuphålan i sin helhet. (Figur 4). Tabell 3. Antagen kornstorleksfördelning i material som ska muddras, baserat på siktkurvor från SWECO ( ) och WSP (2011b). Fraktion (mm) 0,00-0,01 0,01-0,063 0,063-0,125 0,125-0,25 > 0,25 Medeldiameter (mm) 0,004 0,02 0,08 0,16 Andel (%) 0,5 2, Figur 3. Vattendjup i de områden som berörs av planerad vattenverksamhet vid rivning och ombyggnad av Slussen. Västra och östra djuphålorna är markerade. 14 (26)

15 Figur 4. Ungefärlig klassning av ytsedimenttyper i de områden som berörs av planerad vattenverksamhet vid rivning och ombyggnad av Slussen. Efter analyser av Marin Miljöanalys AB. Vissa korrigeringar har gjorts, utgående från provtagningar. OBS att angivna sedimenttyper inte nödvändigtvis är representativa för djupare lager. Kartan är inte avsedd som underlag för projektering. 5.3 Massor och mängder Totalt beräknas ( ) m 3 sediment och fyllning att grävmuddras. Den absoluta merparten av denna volym är sandig och grusig fyllning, med inslag av hårdkonsoliderad lera. De volymer som kommer muddras i respektive delområde redovisas i Tabell 4. Muddringsarbetena är utsträckta över en period av 5-6 år. Vid skattning av muddringens effektiva tid har det antagits att grävmuddring utförs 8 timmar per dygn, vilket innebär att muddring genomförs under 1000 dygn. Antaget att grävmuddring enbart utförs på vardagar kommer arbeten i genomsnitt att pågå under 33 veckor per år. Muddringsarbeten kommer främst ske inom kanalområdet där arbeten beräknas pågå under ungefär en femårsperiod. De östra delarna av kanalområdet är planlagda till år 1-3, medan de västra områdena planlagts till år 5 och 6. Totalt beräknas omkring m 3 muddras inom kanalområdet. Det medför att massor ned till ca -5 m kommer att hanteras. Massorna inom kanalområdet är som beskrivs ovan huvudsakligen av grusig och sandig karaktär. 15 (26)

16 Tabell 4. Samlad beskrivning av den muddring som planeras ske i vattenområdena. Mängder efter ELU ( ). Delområde Typ av massa Mängd (m 3 ) Kanalområdet Grusig-sandig fyllning och sediment ( ) Franska bukten Sandiga och grusiga sediment + ev. fyllning, ytligt även lera ( ) Sjöbergsplan Sediment + ev. fyllning 3400 ( ) T-banebron, banken Ledningskulvert Fyllning, sandig, grusig och siltig, små inslag av lera Sediment och fyllning, sandig och grusig 1300 ( ) ( ) Huvudbron Sediment / fyllning? 3000 ( ) 5.4 Kontroll och klassning av muddermassor I detta avsnitt beskrivs den miljötekniska kontrollen och klassningen av muddermassorna. Den geotekniska kontrollen behandlas i annat PM. Muddermassorna ska i första hand återanvändas inom området för att jämna ut bottentopografin. För att kontrollera om det ur miljösynpunkt är möjligt har bottnar i de planerade muddringsområdena provtagits. Hittills genomförda miljöprovtagningar redovisas i WSP (2011b). I nuläget finns prover analyserade från Kanalområdet (11 prov), Ledningsbanken (5 prov), Saltsjön (7 prov), Sjöbergsplan (9 prov), banken under T-banebron (3), västra djuphålan (5 prov) sam östra djuphålan (2 prov). Detta kommer att kompletteras med prover från djupare nivåer, genom samordning med geotekniska provborrningar. Om muddermassorna används som konstruktionsmaterial på sjöbotten inom området kan massorna betraktas som kvarlämnade inom området. I det fallet kan en riskbedömning med framtagande av platsspecifika riktvärden avgöra en övre gräns för hur höga föroreningshalter de kvarlämnade massorna kan innehålla. I detta sammanhang bör riskbedömningen och de platsspecifika riktvärdena utgå från följande aspekter: 1. Hur påverkas halterna i utfyllnadsområdena? 2. Vilken spridning av föroreningarna kan förväntas efter utfyllningen och hur påverkas halterna i vattenmassan samt på bottnarna i återdeponeringsområden? För att bedöma om halterna i muddringsområdena och i utfyllnadsområdena är höga eller låga kan de jämföras med den lokala bakgrundsnivån, i detta fall medelhalterna i Riddarfjärden. Representativa halter (medelhalter) för sediment i Riddarfjärden visas i Tabell 5. Tabell 5. Medelhalter (mg/kg ts) av föreningar i sediment från Riddarfjärden (WSP, 2009; Tyrens, 2010), samt förslag till riktvärde för återanvändning av muddermassor i området.. Ämne Cd Cr Cu Hg Ni Pb Zn PAH-16 PCB-7 TBT Medelhalt, Riddarfjärden Riktvärde för återfyllnad 1, , ,15 0,20 3, , ,40 0,40 16 (26)

17 I Figur 5 visas uppmätta halter av metaller och PAH i dessa utfyllnads- och muddringsområden. Resultaten tyder på att muddermassorna generellt har relativt låga halter. Halterna har normaliserats mot bakgrundshalterna i Riddarfjärden. Det framgår att halterna i muddringsområdena generellt är lägre än bakgrundshalterna (index < 100) medan halterna i utfyllnadsområdena är jämförbara eller något högre än bakgrundshalterna (index > 100). Detta innebär att de mer förorenade sedimenten i djuphålorna kommer att täckas över med renare massor och därmed minskar risken för spridning av föroreningarna från djuphålorna under driftskedet. En viss tillfällig spridning av muddermassorna kan dock förekomma under anläggningsskedet, se avsnitt 5.5. Haltindex Cd Cr Cu Hg Ni Pb Zn TBT PAH Led.bank Kanalen N. Kanalen S. Saltsjön Sjöbergplan T-banebank Västra djup Figur 5. Halter av metaller och PAH-föreningar i muddringsområden och utfyllnadsområden jämfört med lokala bakgrundshalter i Riddarfjärden. Ett indexvärde på 100 innebär att halten är lika hög som bakgrundsvärdet. Staplarna motsvarar medelhalter och felstaplarna indikerar högsta uppmätta värde. För PAH har medel vid T-banebank bytts mot median pga ett extremvärde. En beräkning av förväntad erosion och återdeposition av sediment för den nya regleringen av Mälaren har utförts av WSP (2011c). I den bedömningen beräknades inte några platsspecifika riktvärden eftersom det då inte var relevant. Däremot drogs slutsatsen att 17 (26)

18 det ökade vattenflödet vid den nya regleringen inte medför att uppgrumlade bottensediment kan antas utgöra någon miljörisk vare sig i vattenmassan eller på bottnarna i de nedströms belägna områden där återsedimentering sker. En central utgångspunkt i Naturvårdsverkets vägledning för riskbedömningar av förorenade områden är, förutom själva riskaspekten, att spridningen av föroreningar från ett förorenat område inte ska leda till en förhöjning av bakgrundshalterna i omgivningen. Eftersom muddermassorna generellt är mindre förorenade än bottnarna i arbetsområdet och i Saltsjön föreligger ingen risk för att bottnarna kommer förorenas ytterligare av denna verksamhet. Mot bakgrund av ovanstående bör muddermassor med föroreningshalter på samma nivåer eller lägre än de som redan påträffats i Riddarfjärden kunna lämnas kvar på platsen och användas för att jämna ut bottentopografin, i den mån ett sådant behov föreligger (kapitel 6). Detta ska inte tolkas som att det inte får förekomma halter i de utfyllda områdena som överskrider medelhalterna i Riddarfjärden (Tabell 5). Huvuddelen av muddermassorna bedöms ha halter som är lägre och enskilda partier med något högre halter innebär inte att blivande medelhalter efter t.ex. utfyllnad överskrider Riddarfjärdens medelhalter. Förslagsvis kan dubbla medelhalten användas som riktvärde för vilka massor som kan återanvändas fritt i området (se Tabell 5). Med detta synsätt blir det extra viktigt att massornas föroreningshalter är undersökta i förväg eftersom det är svårt att förutse den slutliga medelhalten om provtagningar och analyser görs allteftersom utfyllningen utförs. I flera domar från miljödomstolen har det fastslagits att sediment med TBT-halter som överstiger 200 g/kg inte får läggas tillbaka utan måste tas omhand på land. Denna TBThalt är i paritet med medelhalten i Riddarfjärden (190 g/kg) och därför föreslås att riktvärdet 200 g/kg för TBT ska gälla även här. Muddermassorna består främst av fyllning som troligen skapades för ca 80 år sedan i samband med att nuvarande konstruktioner anlades. Då TBT först började användas på 1960-talet är det högst osannolikt att denna fyllning innehåller TBT. Tillgängliga data över muddermassorna styrker att halterna är mycket låga (Figur 5). Muddring kommer i viss utsträckning även att omfatta sediment (Tabell 4). Från Mälardelen av arbetsområdet är TBT < 30 µg/kg (WSP, 2009) och utgör preliminärt alltså inget problem. På Saltsjösidan finns en provpunkt där TBT-halten är 350 µg/kg i ytsedimenten (< 200 på djupare nivåer). Provpunkten ligger visserligen en bit utanför det område som ska muddras men resultaten därifrån indikerar ändå att det eventuellt kan bli nödvändigt att omhänderta en del av ytsedimenten från Saltsjösidan. 5.5 Miljökonsekvenser och skyddsåtgärder En modell för att beskriva grumling vid muddring i arbetsområdet har utvecklats (WSP, 2011b). Till följd av de relativt grovkorniga muddermassorna kommer spill vid muddring orsaka mycket låg grumlighet. Modellen har anpassats för en muddringskapacitet på 15 m 3 /timme och man kan anta att uppgrumlade partiklar sprids ungefär radiellt i en halvcirkel från muddringspunkten. Härvid kan det tillskott till grumligheten som muddringen orsakar skattas. Vid ett avstånd på 50 meter från muddringspunkten kan tillskottet 18 (26)

19 till grumlighet skattas till drygt 1 mg/l, räknat som dygnsmedelvärde. Detta är långt under miljökvalitetsnormen (25 mg/l; SFS, 2001:554) och sannolikt lägre än rådande grumlighet i östra Mälaren. Då partiklarna förväntas återdeponera inom ett dygn blir grumligheten inte heller bestående. De massor som är aktuella för muddring har provtagits och analyserats kemiskt vid flera olika tillfällen (se avsnitt 5.4). Påverkan på ytvattenkvalitén i samband med muddring har skattats utifrån både medel- och uppmätta maxhalter i blivande muddermassor, för att illustrera typiska såväl som de mest kritiska konsekvenserna. För PAH användes median istället för medel, eftersom ett av 18 prov uppvisade starkt avvikande halter. Beräkningen är baserad på samma antaganden som användes för grumling, dvs föroreningshalter i ytvatten har beräknats på 50 meters avstånd från muddringspunkten. Härigenom beräknade halter av metaller och PAH i ytvatten redovisas i Tabell 6 & Tabell 7. Samtliga metaller underskrider med bred marginal miljökvalitetsnormerna, även vid muddring av de massor som uppvisar högst föroreningshalter. Generellt är också beräknade ytvattenhalter av enskilda PAH-föreningar låga (< 1 ng/l för medianhalt i sediment) och underskrider med bred marginal miljökvalitetsnormerna. Ett sedimentprov från banken under T-banebron uppvisade dock starkt avvikande höga halter (PAH-16: 1300 mg/kg ts; mer än 100 gånger högre än näst högsta uppmätta halt). Muddring av sådana massor kan innebära att halter i ytvattnet nära muddringsplatsen överskrider miljökvalitetsnormen för årsmedelhalt (MKN-AA), men däremot inte för högsta tillåtna halt vid enskilt tillfälle (MKN-MAC). Av följande skäl bedömer vi att denna skattade påverkan inte medför svårighet att uppnå God Kemisk Status i närområdet: 1. På basis av hittills genomförda sedimentundersökningar är det endast en liten del av massorna som uppvisar höga föroreningsnivåer. 2. Värdet för MKN-AA kan då överskridas, men inte värdet för MKN-MAC. 3. Muddring sker under en del av året. 4. Partiklarnas uppehållstid i vattenmassan är kort, pga snabb återsedimentation. 5. De största mängderna muddermassor härrör från kanalområdet, där föroreningsnivåerna enligt hittills genomförda undersökningar är relativt låga. 6. Vid pågående tappning av Mälaren beräknas spridning till Saltsjön vara begränsad till några 100 meter längs Stadsgårdskajen. Sammanfattningsvis bedöms att muddring enligt dessa förutsättningar ger en låg påverkan på vattenmiljön. 19 (26)

20 Tabell 6. Beräknade metallhalter i ytvatten till följd av spill från muddring. Halterna är beräknade för en punkt 50 meter från själva muddringspunkten. Beräknade halter anges också i relation till miljökvalitetsnormer eller föreslagna gränsvärden (Cu, Cr och Zn). MKN AA: miljökvalitetsnorm för årsmedelhalt; MKN MAC: miljökvalitetsnorm för högsta tillåtna halt. Baserat på medelhalt i muddermassor Cd Cr Cu Hg Ni Pb Zn Muddermassor, mg/kg 0, , Skattad total halt i ytvatten, µg/l Bakgrundshalt, medel,µg/l 0,0003 0,035 0,094 0, ,020 0,21 0,19 0,01 0,56 4, 0,0014 3,0 0,97 5,1 halt / MKN AA 0,0035 0,012 0,024 0,015 0,0010 0,029 0,023 halt / MKN MAC 0,0005 0,010 Baserat på maxhalt i muddermassorna Muddermassor, mg/kg 1, , Skattad total halt i ytvatten, µg/l 0,0018 0,090 0,61 0,0027 0,056 1,2 1,1 halt / MKN AA 0,020 0,030 0,15 0,054 0,003 0,17 0,13 halt / MKN MAC 0,0030 0,039 Tabell 7. Beräknade PAH-halter i ytvatten till följd av spill från muddring. Halterna är beräknade för en punkt 50 meter från själva muddringspunkten. Beräknade halter anges också i relation till miljökvalitetsnormer. MKN AA: miljökvalitetsnorm för årsmedelhalt; MKN MAC: miljökvalitetsnorm för högsta tillåtna halt. Naftalen Baserat på median/medel halt i muddermassor Muddermassor, mg/kg Skattad total halt i ytvatten, ng/l Antracen Fluoranten Benso- (a)pyren B(b,k)F B(ghi)Per + I(123cd)P PCB- 7 TBT 0,045 0,05 0,40 0,13 0,29 0,15 0,06 0,01 0,054 0,06 0,47 0,16 0,34 0,18 0,07 0,012 halt / MKN AA 0, ,001 0,005 0,003 0,011 0,090 0,06 halt / MKN MAC 0, ,0005 0,0016 0,008 Baserat på maxhalt i muddermassor Muddermassor, mg/kg Skattad total halt i ytvatten, ng/l ,5 0, ,6 0,08 halt / MKN AA 0,016 0,77 2,6 2,0 5,4 50 0,44 halt / MKN MAC 0,19 0,26 0,98 0,06 20 (26)

21 Muddringsarbetena kommer pågå under lång tid och av yttre orsaker kan muddring behöva genomföras under alla årstider. Att avgränsa muddringsområdena med skyddsskärmar kan vara svårt i vissa av de berörda områdena, då många andra aktiviteter pågår samtidigt och kanalen även tidvis måste vara öppen för tappning och slussning. Med hänsyn till den låga miljöpåverkan och närområdets begränsade skyddsvärde bedöms inte skyddskärmar vara generellt nödvändiga. Däremot ska själva muddringsarbetet samt tappning och lastning i pråm eller lastbil genomföras med stor försiktighet. Det är också troligt att en hel del av dessa arbeten utförs inom spont, vilkar minskar risken för påverkan på omgivande ytvatten. Kontrollprogram kommer att genomföras under arbetstiden. Vad gäller påverkan från muddring är strategin att mäta turbiditet löpande. Inledningsvis mäts både grumlighet (mg/l) och turbiditet (FNU) för att möjliggöra omräkning från turbiditet (vilket är enkelt att mäta i fält) till grumlighet. Mätningar ska inledas ett år innan arbetena påbörjas, för att etablera normalnivåer och normalvariation i området. Vid några tidpunkter kommer även kemiska analyser av ytvattnet genomföras för att verifiera att föroreningsnivåerna i ytvatten är låga. Förslag till kontrollprogram beskrivs utförligare i bilaga till ansökan. Förutom att kontrollera förekomst av diverse skrot i muddermassorna kommer även mer föroreningsrelaterade parametrar att undersökas okulärt och kontinuerligt på det muddrade materialet. Detta omfattar indikationer på förorening via lukt eller avvikande färg. Vid dykundersökning (WSP, 2011b) noterades att de sediment som vid provtagningen såg rena ut har i 2 fall av 3 även uppvisat låga halter av både metaller och organiska ämnen. 21 (26)

22 6 Utfyllnad 6.1 Aktuella utfyllnadsarbeten Den utfyllnad som planeras för olika områden listas i Tabell 8. Totalt beräknas utfyllnadsarbeten omfatta ± m 3. Tabell 8. Samlad beskrivning av den utfyllnad som kan komma att ske i vattenområdena (efter ELU, ). Delområde Mängd (m 3 ) Ungefärlig produktionstid Djuphåla direkt väster om sluss, inkl. ny ledningbank (östlig) Djuphåla mellan T-banebro och befintlig ledningsbank (västlig) Diffusor öster om Slussen ± 4000 Konstruktioner vid Stadsgården ± 200 Norra landfästen vid huvudbron och cykelbron ± månader ± månader ± 450 Kajen vid Munkbron ± månader Kajen vid Stadsgården ± månader Kajen mellan huvudbron och Franska bukten 200 ± 30 Norra landfästet för GC-bron 70 ± Utfyllnad av djuphålor Det är ett övergripande miljömål inom Projekt Slussen att återanvända massor i den mån behov finns. Inom området finns bl.a. två djuphålor (Figur 3) som behöver fyllas delvis Genomförande och material Utfyllnad av djuphålor kan ske från bottentömmande pråm eller med hjälp av en skopa. Om lagring av muddermassor sker på pråm förefaller tömning från pråm vara det mest lämpliga alternativet. Muddringsarbeten i västra kanalområdet beräknas generera omkring m 3 muddermassor. Givet att miljömässiga krav (se kapitel 4.1) och geotekniska krav är uppfyllda, är mängden av dessa muddermassor inte fullt tillräcklig för utfyllnad av den östra och västra djuphålan. Stora mängder muddermassor genereras även vid arbeten i de östra delarna av kanalområdet, och planläggning av utfyllnad bör beakta när lämpliga massor blir tillgängliga. 22 (26)

23 6.2.2 Miljökonsekvenser och skyddsåtgärder djuphålor Miljökonsekvenser av en utfyllnad kan indelas i: 1. Förlust och förändring av bottenhabitat efter utfyllnad. 2. Grumling och spridning av förorenade sediment i samband med utfyllnaden Förlust och förändring av bottenhabitat I den västra djuphålan finns finkorniga sediment i de djupaste delarna medan det vid 15 meters djup var sandiga och grusiga sediment. De finkorniga sedimenten uppvisar avsevärt högre föroreningshalter än de mer grovkorniga. Den östra djuphålan kännetecknas av hårdare bottnar. Om muddermassor från kanalområdet eller Saltsjön används för utfyllnad är det troligt att föroreningsnivåerna i djuphålornas bottnar blir lägre än vad de nu är (Tabell 9, se även Figur 5). Tabell 9. Föroreningshalter (mg/kg ts) i ytsediment från västra och östra djuphålan (WSP, 2009), regional bakgrund i Riddarfjärden samt halter i muddermassor från olika områden (från WSP 2011b). Regional bakgrund anges som medel (max), och övriga värden som medel (min-max). Ämne Västra djuphålan Östra djuphålan Regional bakgrund Kanalområdet, n=3-11 Muddermassor Saltsjön, n=4-6 Cd 1,4 (0,12-3,6) 1,2 1,5 (1,9) 0,12 (<0,1-0,24) 0,17 (<0,1-0,34) Cr 42 (25 66) (75) 21 (14 41) 25 (8,4-38) Cu 126 (26 280) (210) 86 (13 510) 39 (18-72) Hg 1,2 (0,5-2,5) <1 1 (1,8) 0,37 (0,025-0,89) 0,98 (<1-2,3) Ni 22 (13 35) (47) 12 (10,1-26) 12 (4,6 18) Pb 225 (40 380) (300) 130 (9,4 440) 64 (24 124) Zn 340 (65 750) (540) 78 (40 170) 110 (44 167) PAH (0,2 54) 15 (50) 2,9 (<0,65 12) 1,6 (0,26-3,3) PCB-7 0,032 (<0,007-0,015) TBT 0,013 (0,0013-0,034) 0,15 (0,3) 0,023 (0,0045-0,042) 0,20 (0,61) 0,005 (<0,0005 0,015) Bottenfaunan i området har klassats till god status, men på gränsen till måttlig status (Medins, 2008). Det finns inga biologiska data från djuphålorna. Övriga delområden i Östra Mälaren har hög status avseende bottenfaunan. Det är troligt att vattenomsättningen i den västra djuphålan är begränsad, vilket skulle kunna föranleda reducerade syrehalter. I den östra djuphålan är vattenomsättningen sannolikt god. Området i sin helhet bedöms ha relativt lågt ekologiskt skyddsvärde, och djuphålorna avviker inte från denna bedömning. 23 (26)

24 En utfyllnad av den västra djuphålan skulle ge grundare bottnar och möjligen förbättrade syreförhållanden. Den eventuellt förekommande bottenfaunan i nuvarande djuphåla försvinner vid en övertäckning. Dock kommer nyetablering av bottenfauna ske inom några år på den nya ytan. Förväntat lägre föroreningsnivåer i den nya bottnen är positivt för bottenfaunan. En utfyllnad av den östra djuphålan torde inte ha några ekologiska konsekvenser alls Grumling och spridning av förorenade sediment vid utfyllnad Då massorna tillförs kommer grumling att ske, dels från de massor som tillförs och dels genom uppvirvling av befintliga sediment. Merparten av blivande muddermassor är relativt grovkorniga och bedöms grumla i mycket begränsad omfattning. Denna grumling kommer genom partikeldeposition att ha upphört inom något eller några dygn. I den västra djuphålan förekommer leror vilka kan virvlas upp och spridas i samband med att sandiga och grusiga massor tillförs. Hur långt dessa lerpartiklar skulle kunna spridas beror bl.a. av hur vattnet i djuphålan omsätts under dumpningen. Därför ska dumpningen utföras varsamt och stegvis. För att minimera uppgrumlingen (och för att öka stabiliteten) av befintliga sediment skulle de befintliga sedimenten kunna täckas över med en geotextil innan utfyllningen sker. Sammantaget bedöms en utfyllnad av djuphålorna inte ha några betydande miljökonsekvenser på lång sikt, men att försiktighetsåtgärder bör tas vid dumpning i den västra djuphålan. 6.3 Övriga utfyllnader Motivering Här behandlas utfyllnader vid planerad ledningskulvert, utfyllnad av kajer och vid den nya diffusorn på Saltsjösidan. Utfyllnad längs kajer sker eftersom vissa kajlinjer kommer att flyttas. Öster om Slussen skapas en sluttning (benämnd diffusor) för att styra utgående vatten vid höga tappningar. Syftet med diffusorn är att åstadkomma en sänkning av strömhastigheten i utflödande vatten från kanalerna. Härmed minimeras påverkan på Saltsjöns bottnar vid framtida förhöjda tappningar av Mälaren. Därutöver kommer viss utfyllnad krävas i samband med anläggning av en ledningskulvert Omfattning och genomförande Omläggning av ledningar som går mellan Sjöbergsplan och Gamla Stan medför anläggande av en ledningskulvert. De mängder av fyllnadsmaterial som kan komma att erfordras ingår i posten för den östra djuphålan (Tabell 8). Ur miljöperspektiv bör utfyllnad kunna genomföras med muddermassor från det västra kanalområdet och från Sjöbergsplan. 24 (26)

25 Utfyllnad av nya kajlinjer beräknas kräva omkring m 3 fyllnadsmassor. Dessa massor kommer inte stå i direkt kontakt med ekosystemet. Utlakningsegenskaper är därför avgörande vid bedömning av miljöaspekterna. Genomförda mätningar av finkorniga sediment från Riddarfjärden visar på låg lakbarhet (WSP, 2011c). Motsvarande mätningar av blivande muddermassor har ej genomförts. Den diffusor som planeras öster om Slussen beräknas kräva ca m Miljökonsekvenser och skyddsåtgärder Utfyllnaderna vid ledningsbanken och diffusorn är jämförbara med den eller de utfyllnader som planeras för djuphålorna. Miljöpåverkan kommer därför vara likartad som denna (kapitel 6.2.2). Eftersom det saknas finmaterial i bottnarna vid ledningsbanken och vid den kommande diffusorn bedöms dock grumlingen bli lägre. Grumlingen vid genomförandet bedöms dessutom upphöra inom några dygn efter avslutat arbete. Om likartat material används vid ledningsbanken och diffusorn som i djuphålorna bedöms det att bottnarnas föroreningsgrad minskar något. 25 (26)

26 7 Referenser Avfall Sverige (2007) Uppdaterade bedömningsgrunder för förorenade massor. RAP- PORT 2007:01. ELU ( ) Geoteknisk undersökning etapp ELU ( ) Slussen - ledningsomläggning med sjökulvert. ELU ( ) PM 70 Masshantering. Version J. ELU ( ) Markteknisk undersökningsrapport, MUR / Geoteknik. Marin Miljöanalys ( ) Rapport Ytgeologi Slussen. Medins (2008) Bottenfauna upp- och nedströms Slussen Medins Biologi AB, Mölnlycke Naturvårdsverket (2009) Riktvärden för förorenad mark. Rapport Naturvårdsverket (2010) Handbok för återvinning av avfall i anläggningsarbeten. NFS (2004:10) Naturvårdsverkets föreskrifter om deponering, kriterier och förfaranden för mottagning av avfall vid anläggningar för deponering av avfall. SFS (2001:554) Förordning om miljökvalitetsnormer för fisk och musselvatten. Slussbyggnadskommitten ( ) Regleringen av Slussenområdet, Slussbyggnadskommitten, Stockholm, Stockholms Stad ( ) Miljöprogram för Slussenanläggningen - lokala miljömål för planering och projektering. VERSION 1.0. SWECO ( ) Slussen, miljöprövning. Undersökning av bottnar i Riddarfjärden och Saltsjön. SWECO ( , rev ) Masshantering - Utredning av transport- och avsättningsmöjligheter för massor. Underlagsrapport till MKB för Slussen. Tyréns ( ) Sedimentundersökning. Tyréns ( ; rev ) Projekt Slussen Masshantering inom landområde vid ombyggnation av Slussen. Underlagsrapport till MKB för Slussen. WSP ( ) Sedimentundersökning inför ledningsomläggning vid Slussen, Stockholm. WSP (2011a) PROJEKT SLUSSEN - Vattenmiljön, konsekvensbedömningar ny reglering av Mälaren och ombyggnad av slussen. WSP (2011b) Miljökemisk undersökning av blivande muddermassor vid ombyggnad av Slussen Söderström. WSP (2011c) Projekt Slussen - Erosion av mjukbottnar, Konsekvensbedömning ny reglering av Mälaren. WSP John Sternbeck Magnus Land 26 (26)