Muddring av förorenade sediment - miljöeffekter, mudderverk och begränsningsåtgärder, ett kunskapsunderlag

UNIVERSITY OF GOTHENBURG Department of Earth Sciences Geovetarcentrum/Earth Science Centre Muddring av förorenade sediment - miljöeffekter, mudderverk och begränsningsåtgärder, ett kunskapsunderlag Therese von Wachenfeldt ISSN 1400-3821 B679 Bachelor of Science thesis Göteborg 2012 Mailing address Address Telephone Telefax Geovetarcentrum Geovetarcentrum Geovetarcentrum 031-786 19 56 031-786 19 86 Göteborg University S 405 30 Göteborg Guldhedsgatan 5A S-405 30 Göteborg SWEDEN

Sammanfattning Varje år muddras stora volymer sediment i Sverige. I vissa fall är sedimentet förorenat. Syftet med arbetet har varit att sammanfatta befintlig kunskap om de effekter som muddring av förorenade sediment resulterar i, tillgängliga muddringstekniker samt hur återsuspension och partikelspridning vid muddring kan reduceras. Muddring leder alltid till en omrörning av sedimenten och en viss mängd återsuspenderade partiklar. Återsuspenderat sediment orsakar grumling vilket kan påverka vattenlevande fauna och vegetation negativt. Andra konsekvenser inkluderar spridning av föroreningar, huvudsakligen partikelbunden men även i vattenlöst eller avdunstad form. Tillgängliga mudderverk är huvudsakligen varianter av mekaniska och hydrauliska mudderverk. Generellt sett medför hydrauliska metoder en lägre mängd återsuspenderade partiklar. Återsuspensionen och övriga miljöeffekter beror dock på en mängd plats- och projektspecifika variabler och kan därmed variera betydligt. De begränsningsåtgärder som tillämpas är främst olika typer av fysiska barriärer som används för att skärma av muddringsområdet och minska spridningen av partiklar. Bubbelgardiner är en relativt ny teknik som är lovande men kräver vidare utveckling. Det är även möjligt att vidta åtgärder vad gäller det praktiska utförandet av muddringen och därmed minska mängden partiklar som återsuspenderas. Det finns flera kunskapsluckor vad gäller muddring och dess miljöeffekter. Önskvärt är bl.a. fördjupade uppföljningar av genomförda projekt samt fler fältstudier. Abstract Large volumes of sediment are dredged every year in Sweden. The sediments are sometimes polluted. The aim of this report has been to summarize existing knowledge about the effects of environmental dredging, available dredging techniques and how resuspension and spreading of particles can be reduced. Dredging always leads to a mixing of the sediment and a certain amount of resuspended particles. Resuspension of sediment can have a negative effect on water living organisms. Other impacts include the release of contaminants, mainly particle-bound but also dissolved or evaporated. Available dredges are primarily different types of hydraulic or mechanical dredges. Hydraulic methods generally result in a lower degree of resuspended sediment. Resuspension and other environmental effects are however strongly dependant on a large number of site and project specific variables and can therefore vary significantly. The different types of mitigating measures that are applied mainly consist of physical barriers. They are used to separate the dredging area from the ambient water and thus reduce the spreading of particles. Bubble curtains are a relatively new technique that is promising but it needs to be improved. It is also possible to apply operational controls in order to reduce the amount of particles that are resuspended. There is a great need of research concerning environmental dredging and the resulting effects. Dredging projects need to be more thoroughly evaluated and more field studies are required.

Innehållsförteckning 1 Inledning... 1 1.1 Bakgrund... 1 1.2 Syfte och mål... 2 1.3 Frågeställningar... 2 1.4 Avgränsningar... 2 2 Miljöeffekter av muddring i förorenade sediment... 3 2.1 Återsuspension och transport... 3 2.2 Utsläpp av föroreningar... 7 2.3 Grumling... 9 2.4 Spridning av organiskt material och näringsämnen... 10 2.5 Mudderrester... 10 3 Mudderverk... 12 3.1 Mekaniska... 13 3.1.1 Grävskopeverk... 14 3.1.2 Gripskopeverk... 14 3.1.3 Sammanfattning... 15 3.2 Hydrauliska... 16 3.2.1 Enkel sugmuddring... 16 3.2.2 Horisontell auger... 17 3.2.3 Cutterhead... 18 3.2.4 Disc cutter... 19 3.2.5 Screw impeller dredge... 20 3.2.6 Dykarstyrda pumpar... 20 3.2.7 Sammanfattning... 20 3.3 Övriga metoder... 20 3.3.1 Frysmuddring... 20 3.3.2 Möbius sediment pick-up (MSA) och Möbius Pressing and Feeding Unit (MPF)... 22 3.4 Mudderverk specifikt utvecklade för miljömuddring... 22 3.4.1 Pixy... 22 3.4.2 Eddy Pump... 23 3.4.3 Pneuma, Oozer och Airlift... 23 3.4.4 Amphibex Dredge... 24 3.4.5 Waterless Dredge... 24 3.4.6 Clean-up Dredge... 25 3.4.7 Refresher System... 25 3.4.8 Matchbox Dredge... 25 3.5 Återsuspendering beroende på teknik... 25 3.5.1 Mekaniska mudderverk... 26

3.5.2 Hydrauliska mudderverk... 26 3.5.3 Sammanfattning... 26 3.6 Kostnad... 27 3.7 Översikt... 27 3.8 Exempel... 32 4 Begränsningsåtgärder... 33 4.1 Operativa åtgärder... 33 4.2 Konstruerade åtgärder... 34 4.2.1 Siltgardiner/skärmar... 34 4.2.2 Sponter... 38 4.2.3 Bubbelgardiner... 39 4.2.4 Kombinationer... 42 4.2.5 Sammanfattning... 42 4.3 Övriga åtgärder för reducering av föroreningsspridning... 43 4.3.1 Lättflyktiga föroreningar... 43 4.3.2 Oljor och flytande föroreningar... 44 4.4 Hantering av mudderrester... 44 4.4.1 Övervakad naturlig återhämtning... 44 4.4.2 Muddring i två steg... 44 4.4.3 Ytterligare produktionsmuddring... 44 4.4.4 Övertäckning... 44 5 Diskussion... 45 5.1 Frågeställningar... 45 5.2 Utvärdering av mudderverk... 45 5.3 Vägen framåt... 46 6 Slutsatser... 48 Tackord... 49 Referenser... 50 Bilagor... 54 Bilaga 1 - Bilder på mudderverk... 54

1 Inledning 1.1 Bakgrund Varje år muddras stora volymer sediment i Sverige. En del av det sedimentet är förorenat. Exempel på ämnen som vanligtvis kan förekomma är tungmetaller eller organiska föroreningar såsom PCB, PAH och dioxiner. Ursprunget till dessa föroreningar kan vara ett antal olika verksamheter; bland annat metallverk, manufakturindustri eller massa- och papperstillverkning (Naturvårdsverket, 2003). Jämfört med förorenade markområden, som ofta har förorenats av en specifik punktkälla, innehåller sediment många gånger olika typer av föroreningar från olika källor som ansamlats under flera år (Denninger, 2009). Det är svårt att bedöma den totala mängden förorenat sediment som finns i Sverige. En inventering av 40 svenska hamnar indikerade att volymen förorenat sediment som det finns kännedom om är ungefär 1 500 000 m 3. Denna siffra inkluderar alltså inte sediment från farleder eller andra vattenområden (Magnusson et al., 2006). Det kan finnas olika anledningar till varför muddring av förorenade sediment genomförs. Vid vissa tillfällen är syftet enbart att avlägsna det förorenade sedimentet av miljö- och hälsoskyddsskäl, s.k. miljömuddring. Ibland uppstår behov av att muddra i förorenade sediment som en följd av att någon slags konstruktion ska uppföras eller förbättras, s.k. anläggningsmuddring. Muddring av förorenade sediment kan även vara en konsekvens av muddring som genomförs för att upprätthålla djupet i en farled eller hamnbassäng, s.k. underhållsmuddring (Laugesen & Nygård, 2008). Oavsett orsaken till åtgärden leder muddring alltid till omrörning och en viss mängd återsuspenderat sediment (Anchor Environmental, 2003; Bridges et al., 2008; United States Environmental Protection Agency [USEPA], 2005; Stevens, personlig kommunikation, 2012). Detta kan i sin tur leda till ett antal negativa konsekvenser, exempelvis grumling och spridning av föroreningar (Naturvårdsverket, 2009). Oftast binder föroreningar till små partiklar som lätt återsuspenderas, därför är det viktigt att minska återsuspensionen och spridningen av finkornigt material vid muddring av förorenade sediment (USEPA, 1994). Enligt Palermo et al. (2008) utgör nedanstående punkter oftast målsättningen när muddring i förorenat sediment planeras: 1. Muddra med tillräcklig noggrannhet för att avlägsna det förorenade sedimentet utan onödigt stor inblandning av rent sediment 2. Utföra muddringen under en rimlig tidsperiod och på det sätt att massorna kan transporteras och omhändertas 3. Reducera och/eller kontrollera återsuspensionen av förorenat sediment, nedströms transport av återsuspenderat sediment samt utsläpp av föroreningar till vatten och luft 4. Reducera och/eller kontrollera mängden mudderrester För muddring av förorenade sediment finns ett antal tekniker att tillgå, främst hydrauliska eller mekaniska. De skiljer sig åt beträffande under vilka förhållanden de är lämpliga att använda, hastigheten med vilken muddringen kan ske samt storleken på den återsuspension de orsakar (Bridges et al., 2008; Naturvårdsverket, 2010; Palermo et al., 2008). 1

1.2 Syfte och mål Rapporten syftar till att göra en sammanfattning av befintlig kunskap om de effekter som muddring av förorenade sediment resulterar i, tillgängliga tekniker samt hur partikel- och föroreningsspridningen vid muddring kan reduceras. Målet är att sammanställa ett kunskapsunderlag som kan användas av Norconsult AB inför projekt där muddring av förorenade sediment planeras. 1.3 Frågeställningar Vilken miljöpåverkan, till följd av omrörning och återsuspendering av partiklar, orsakas av muddring av förorenade sediment? Vilka parametrar hos sedimentet och övriga platsförhållanden påverkar den partikeloch föroreningsspridning som uppkommer vid muddring av förorenade sediment? Vilka tekniker finns tillgängliga för muddring av förorenade sediment och hur skiljer sig de olika teknikerna åt beträffande storleken på sedimentspillet? Vilka begränsningsåtgärder finns att tillgå för att minska partikel- och föroreningsspridningen? Under vilka förhållanden är de olika muddringsteknikerna och begränsningsåtgärderna lämpliga att använda? 1.4 Avgränsningar Utgångspunkten för examensarbetet är att beslut har tagits att muddra i det förorenade sedimentet, inga andra åtgärdsalternativ kommer därför att beskrivas eller diskuteras. Syftet med rapporten är att beskriva effekter och tekniker rörande muddring, hur muddermassorna därefter hanteras ryms inte inom ramen för examensarbetet. De effekter som behandlas i rapporten är de som uppkommer till följd av den omrörning och återsuspendering av partiklar som sker. Effekter som uppstår på grund av förändrad bottenstruktur eller ändrad bottennivå ingår inte i examensarbetet. Orsakerna till varför mudderrester uppstår kommer att kort beskrivas. Därefter redogörs det för några åtgärdsalternativ avseende hantering av mudderrester. I examensarbetet ingår ingen diskussion om hur initial mängd mudderrester ska minimeras. Den utrustning som används för muddring kan utformas på en mängd olika sätt vad gäller teknik, storlek och möjlighet till förflyttning m.m. Skopor och skärverktyg kan varieras i stort sett obegränsat (Naturvårdsverket, 2003). Det är därför inte möjligt att presentera alla tillgängliga utrustningstyper utan endast de tekniker som är lämpliga för miljömuddring kommer att beskrivas. I litteraturen nämns ibland dry-excavation som en möjlig åtgärd för att avlägsna förorenade sediment. Metoden innebär att det aktuella området töms på vatten innan utgrävning och bortförsel av det förorenade sedimentet påbörjas (Palermo et al., 2008). Vidare beskrivning och diskussion ryms inte inom ramen för examensarbetet. 2

2 Miljöeffekter av muddring i förorenade sediment Vid muddring sker en omrörning av sedimenten på den aktuella platsen. Denna omrörning resulterar alltid i en viss mängd återsuspenderat sediment (Anchor Environmental, 2003; Bridges et al., 2008; EPA, 2005; Stevens, personlig kommunikation, 2012). Omrörningen och återsuspensionen kan ge upphov till ett antal oönskade effekter (Naturvårdsverket, 2009): Spridning av partiklar och associerade föroreningar Föroreningar som tidigare varit bundna till sedimentet eller lösta i sedimentets porvatten sprids till vattenmassan eller luften Grumling (en ökad partikelkoncentration och minskat ljusinsläpp) Spridning av organiskt material och näringsämnen Ytterligare ett problem förknippat med muddring av förorenade sediment är att det alltid resulterar i uppkomsten av mudderrester (residuals). Mudderrester definieras av Bridges et al. (2010) som förorenat sediment som finns kvar på platsen efter avslutad muddring. Muddringens miljöeffekter illustreras i figur 1. Figur 1: Möjliga effekter vid muddring av förorenade sediment. Det är dock svårt att dra generella slutsatser om de miljöeffekter som orsakas av muddring. Lokala förhållanden och specifika egenskaper hos det muddrade sedimentet spelar in och medför en variation från fall till fall (Naturvårdsverket, 2009). 2.1 Återsuspension och transport Det finns en stor mängd fältdata från många olika projekt som visar på en betydande variation i graden av återsuspension (Palermo et al., 2008). Hur mycket sediment som återsuspenderas vid muddring beror på ett stort antal plats- och projektspecifika variabler, bland annat (Anchor Environmental, 2003): 3

Platskaraktär Bottenprofil Vattendjup Förekomst av anläggningar (broar, pirer, kajer, pålverk m.fl.) Sedimentets karaktär Kornstorleksfördelning Vatteninnehåll Densitet Specifik vikt Innehåll av organiskt material Innehåll av skräp, stenar och större föremål Platsens hydrologi, hydraulik och hydrodynamik Strömmar Tidvatten Vågor Vattenrörelser orsakade av fartyg Platsens omgivande vattenkvalitet Salthalt (inklusive halokliner) Temperatur (termokliner) Bakgrundshalter av suspenderat material Vattenkemi Projektets utformning Mudderutrustningens typ och storlek Muddringens produktionshastighet Muddermetoder (Hur muddermunstycket framförs, hur djupt ner i sedimentet muddermunstycket tillåts gå m.m.) Maskinförarens skicklighet Till vilken grad de olika faktorerna påverkar storleken på återsuspensionen är inte känt. Det finns många och stora osäkerheter beträffande de processer som är verksamma vid återsuspensionen av sediment (Bridges et al., 2010; Palermo et al., 2008). Figur 2 visar en schematisk bild av pågående muddring med de parametrar vars påverkan på återsuspensionen och partikelspridningen har varit möjlig att definiera i litteraturunderlaget. 4

Figur 2: Muddring och de parametrar vars påverkan på återsuspension och partikelspridning har varit möjlig att definiera i litteraturunderlaget. Kornstorleken påverkar i hög grad den återsuspension som uppkommer vid muddring. Fältstudier visar att en mindre kornstorlek (silt/ler jämfört med sand/grus) medför en högre koncentration av partiklar i vattnet (Anchor Environmental, 2003). Dessutom uppehåller sig finare partiklar en längre tid i vattenkolumnen vilket leder till en större spridningspotential (Je et al., 2007). Även sedimentkonsistensen har betydelse för den mängd partiklar som återsuspenderas, lösa eller icke-kohesiva sediment ger upphov till en större mängd suspenderade partiklar jämfört med hårda, kohesiva sediment (Burton et al., 2008). Beträffande vattenförhållanden på platsen leder en högre strömstyrka inte bara till en ökad återsuspension utan även till en större partikelspridning (Anchor Environmental, 2003; Je et al., 2007). I turbulenta vatten uppehåller sig partiklarna en längre tid i vattnet vilket innebär att potentialen för spridning ökar (Je et al., 2007). Förekomsten av skräp och stora föremål på platsen för muddringen kan leda till en ökning av mängden återsuspenderat sediment på två sätt, dels på grund av att de kan förhindra att skopor som används för att lyfta sedimenten stängs ordentligt. Detta får till följd att sediment läcker ut i hela vattenkolumnen allt eftersom skopan lyfts upp genom vattnet. Skräp och stora föremål kan även behöva rensas bort innan muddring påbörjas, detta arbete kan i sig medföra att partiklar återsuspenderas (Laugesen & Nygård, 2008; Palermo et al., 2008). Typ av mudderverk påverkar inte bara storleken på återsuspensionen utan även hur och när partiklarna återsuspenderas (Anchor Environmental, 2003; Feyerherm & Wardlaw, 2001; Palermo et al., 2008). Hur återsuspensionen varierar beroende på vilken typ av mudderverk som används diskuteras vidare i avsnitt 3.5. 5

Graden av återsuspensionen varierar oftast mellan 0 5 % av den muddrade volymen (Anchor Environmental, 2003; Bridges et al., 2008; Naturvårdsverket, 2009). En stor mängd data från olika muddringsprojekt uppvisar en variation inom detta intervall. På grund de många olika faktorer som påverkar sedimentspillet är det dock mycket svårt att förutsäga hur stort sedimentspill muddringen kommer generera (Anchor Environmental, 2003). Vidare finns det data som tyder på att sedimentspillet kan vara så högt som 9 % (USEPA, 2005). På grund av föränderligheten hos de faktorer som redovisas i inledningen till detta avsnitt kommer storleken och varaktigheten på återsuspensionen inte bara att variera mellan olika projekt utan även under muddringens gång (Bridges et al., 2010). Återsuspenderat material kan sedimentera på samma plats eller transporteras vidare (Blomqvist, 1981). I de allra flesta fall återsedimenterar det suspenderade materialet nära mudderverket inom en timme. Bara en liten andel tar längre tid på sig att sedimentera (Anchor Environmental, 2003). Hur lång tid partiklarna är suspenderade är av stor betydelse för graden av miljöpåverkan, exempelvis gällande de effekter som orsakas av grumling eller spridning av föroreningar (Anchor Environmental, 2003; Naturvårdsverket, 2009). Vanligtvis sjunker partikelhalten i muddringsområdet till normala nivåer efter några dagar eller upp till en dryg vecka efter det att muddringsaktiviteterna har avslutats (Blomqvist, 1981). Sedimentplymen och transporten av återsuspenderat sediment delas, bland annat av Bridges et al. (2008) och Clarke (2007), in i tre zoner (figur 3): 1. Initial omblandningszon (Initial mixing zone) området där mudderaktiviteterna dominerar processerna och inducerade strömmar är viktigare än omgivande strömmar. Sedimentkoncentrationen är relativt likvärdig i hela zonen. Det kan dock uppstå en viss skiktning. Tiden det tar för partiklar att återsuspenderas och därefter sedimentera rör sig om sekunder och minuter. 2. Proximal plym (Near field zone) del av sedimentplymen som domineras av snabba sedimentationshastigheter och där koncentrationen av suspenderat sediment ändras beroende på avstånd från muddringen. Vid de flesta muddringsprojekt kommer den proximala plymen inte sträcka sig längre än 100 meter från mudderverket. Partiklars uppehållstid i den proximala plymen överstiger normalt inte en timme. 3. Distal plym (Far field zone) den totala sedimentbelastningen i plymen varierar långsamt och diffusion och sedimentering är av samma storleksordning. Uppehållstiden i den distala plymen rör sig vanligtvis om några timmar. 6

Figur 3: Sedimentplymens olika zoner (Clarke, 2007). I ett mycket litet område, precis vid källan, kan halterna av suspenderat sediment vara mycket höga. Koncentrationer på upp till 5 000 mg/l har observerats. Uppmätta värden i sedimentplymen bortom källan är i storleksordningen <100 mg/l. Oftast sträcker sig sedimentplymen något hundratal meter från källan. Det finns mätningar och simuleringar från muddring i långsamt flödande floder och flodmynningar som visar att sedimenthalten oftast avtar till bakgrundsvärden mellan 300 till 700 m från källan. I vatten med starka strömmar kan dock plymen bli mycket längre. Vid muddring i Öresund kunde plymen urskiljas 1 2 km från källan (Naturvårdsverket, 2009). 2.2 Utsläpp av föroreningar Återsuspendering av sediment, från muddring, resulterar normalt sett i utsläpp av föroreningar till vattnet både via partiklar och i löst form. Potentialen för utsläpp är betydande (Palermo et al., 2008). Många metaller och organiska miljögifter är främst associerade till organiskt material och partiklar med en diameter understigande 63µm. Eftersom partiklar av den storleken sedimenterar mycket långsamt kan de och med dem associerade föroreningar spridas över stora områden. Ovanstående omständigheter kan också leda till att föroreningarna sprids i näringsväven, eftersom partiklarna kan tas upp av djurplankton och bottenfauna (Blomqvist, 1981; Havis, 1988; Holmes 1986). För de flesta föroreningar är den lösta fraktionen mycket mindre än den partikulärt bundna fraktionen. När det sker en omrörning kan emellertid föroreningar frigöras och spridas till 7

vattenkolumnen (Blomqvist, 1981; Bridges et al., 2008). Detta leder till att ämnenas biotillgänglighet ökar (Blomqvist, 1981). Exempelvis har det påvisats att biotillgängligheten hos lipofila organiska föroreningar kan öka under pågående muddring av förorenade sediment (Eggleton & Thomas, 2004). En primär källa till utsläpp av vattenlösta föroreningar är desorption (frigörelse av ett ämne från en yta), dels orsakad av att det sker en förändring av de kemiska egenskaperna hos sedimentet, främst förändrade redox- och ph förhållanden, dels på grund av den ökade interaktionen med vatten (Bridges et al., 2010; Eggleton & Thomas, 2004). Vidare kan föroreningar spridas till vattnet genom utsläpp av förorenat porvatten eller genom molekylär diffusion från den muddrade ytan i de fall det finns förorenat sediment kvar (Bridges et al., 2010). Föroreningar kan även avdunsta och spridas till luften (Bridges et al., 2008). Återsuspensionens varaktighet påverkar storleken på den mängd föroreningar som sprids till vattnet. Tiden det tar för en förorening att frigöras från en partikel på grund av desorption kan variera mellan några få timmar upp till 180 dagar (Anchor Environmental, 2003). Andra faktorer som påverkar föroreningsspridningen är: storleken på återsuspensionen, sedimentlagrets sammansättning (exempelvis kornstorlek), vilka föroreningar som är associerade till sedimentet, sedimentplymens dynamik, ph, salthalt och halten organiskt material i sedimentet (Anchor Environmental, 2003; Bridges et al. 2010; Eggleton & Thomas, 2004). Det är svårt att mäta utsläppet av föroreningar från muddring och det finns en begränsad mängd data gällande storleken och de processer som är drivande. Endast ett fåtal kvantitativa analyser har gjorts. Bridges et al. (2010) menar att utsläpp av föroreningar direkt till vattenkolumnen på grund av muddringsarbeten kan på kort sikt vara en till tre storleksordningar (d.v.s. tio till trettio gånger) större än utsläpp från sedimenten innan muddringen började. Utvärderingar av två olika projekt visar att 2-3% av muddrad mängd PCB frigjordes från sedimenten och spreds via vattnet. Erfarenheter från andra projekt och studier visar varierande resultat. Under ett projekt överskreds uppsatta gränsnivåer för PCB flera gånger och en studie i en hamnbassäng visade att PCB koncentrationerna ökade under muddringen. I andra fall uppmättes ingen signifikant ökning av föroreningskoncentrationerna i vattnet eller någon ökning av bioackumulationen av PCB hos musslor. Vad som ligger bakom dessa skillnader är oklart (Bridges et al., 2010). Laugesen & Nygård (2008) menar att tributyltenn (TBT) är en förorening vars beteende i samband med muddring bör undersökas särskilt. Orsaken är att TBT i högre grad än andra föroreningar löser sig och sprids vidare med vattenströmmarna då sediment rörs om i samband med muddring. Beträffande avgång av föroreningar till luften beräknades vid ett projekt att ca 0,3 % av den totala muddrade mängden PCB avdunstade och spreds till luften (Bridges et al., 2008). Vad gäller metaller kan det totala utsläppet (d.v.s. inklusive partikulärt bunden mängd) vid muddring vara stort, dock förekommer vanligtvis lösta metaller i små mängder och under korta perioder (Anchor Environmental, 2003). Vid studier rörande frigörelse av metaller vid muddring observerades en låg mobilitet, dock var mobiliteten annorlunda för varje typ av muddringsteknik. Metallhalterna som uppmättes var inte tillräckligt höga för att orsaka akuta effekter men vissa kroniska effekter noterades (Eggleton & Thomas, 2004). Ändrade redoxförhållanden påverkar metallers mobilitet, exakt hur mycket är dock inte klarlagt. Detta leder till osäkerhet om tidsaspekten; hinner återsuspenderade partiklar sedimentera innan metallerna löser sig i omgivande vatten? Denna osäkerhet är emellertid inte specifik för metaller, inte för någon förorening går det ännu att säga hur stort utsläpp som orsakas av ändrade redoxförhållanden vid muddring (Reible, 2001). Ökad salthalt kan bidra till frigörande av metaller från sediment och om muddring sker i områden där sött vatten möter 8

salt kan en betydande del av de bundna metallerna desorbera från partiklarna. Dock är osäkerheten stor även beträffande dessa processer. Det finns resultat från studier som visar på en ökad frigörelse vid en ökad salthalt men det finns även resultat som visar på motsatsen (Naturvårdsverket, 2009). Vad gäller desorption av föroreningar finns inte bara skillnader mellan typ av förorening och muddringsmetod, det kan också finnas skillnader beroende på hur länge sedimenten har varit förorenade. Vissa forskare menar att det är möjligt att sediment som är förorenade sedan länge kan uppvisa en lägre grad av desorption jämfört med mer nyligen förorenade sediment (Eggleton & Thomas, 2004). 2.3 Grumling Vilka effekter grumlingen orsakar beror inte enbart på dess storlek utan även på hur hög nivån är på bakgrundsvariation hos den naturliga grumlingen. Miljöer och arter som vanligtvis är utsatta för en hög naturlig återsuspension är mer motståndskraftiga än de som utsätts för en låg naturlig återsuspension. Effekterna kommer således variera beroende på art, vattensystem och årstid; en likvärdig muddring kan medföra olika effekter på olika platser och olika organismer (Naturvårdsverket, 2009). Bottenfauna Kraftig grumling kan resultera i att ett sedimentlager täcker botten närmast mudderverket. Mobil infauna (djur som lever under havsbotten) kan klara ett tunt överliggande sedimentlager genom att gräva sig uppåt, sessila (fastsittande) djur är dock mer känsliga. Filtrerande fauna kan påverkas negativt av grumling eftersom en ökad belastning medför en förhöjd energiåtgång. Ytterligare negativa konsekvenser kan uppstå på grund av att membran hos fauna täpps igen. Om sedimenteringen sker på en hårdbotten kan detta resultera i att fauna får svårigheter att hitta passande substrat (Naturvårdsverket, 2009). Fisk Ett flertal studier har genomförts där ägg och larvers överlevnad vid olika sedimenthalter har undersökts. Resultaten varierar beroende på art och typ av sediment. En studie såg signifikanta effekter på äggkläckning vid halter under 1 000 mg/l (en mycket hög partikelkoncentration) medan överlevnaden för larver reducerades betydligt vid 500 mg/l. Studier på torsklarver och torskägg visar på en hög känslighet för mycket låga sedimentkoncentrationer, redan vid 5 mg/l tyngdes äggen ner kraftigt och vid 10 mg/l minskade larvernas överlevnad. Vad gäller vuxna fiskar kan en ökad partikelhalt orsaka irritation eller skada på gälarna. Grumling kan även påverka fiskar genom att deras födosöksbeteende ändras. Samtidigt finns det studier som tyder på att en ökad partikelkoncentration inte nödvändigtvis påverkar fisk negativt. Hur känsliga de olika arterna är för naturliga variationer i grumling spelar stor roll för vilka effekter muddring genererar. Vidare spelar exponeringstiden en stor roll för hur grumling påverkar både fisk och andra organismer; produkten av sedimentkoncentration (mg/l) och exponeringstid (h) kan korreleras signifikant till graden av biologisk effekt (Naturvårdsverket, 2009). Vegetation Då den grumling som orsakas av muddring normalt är kortvarig är påverkan på närliggande bottenvegetation orsakad av ljusreducering främst att vänta om muddringen skall pågå en längre tid (Naturvårdsverket, 2009). Hur lång tid det rör sig om varierar beroende på art. Det har observerats att vissa sjögräsarter tål mycket låga ljusnivåer (under deras egentliga minimibehov) under perioder på några veckor upp till flera månader (Erftemeijer & Lewis, 9

2006). Vad gäller pålagring av sediment har det visats att ålgräs är känsliga. Vid en studie observerades att mer än hälften av plantorna dog om de begravdes till ¼. Studier har även gjorts på kransalger där liknande resultat har uppvisats. (Naturvårdsverket, 2009). 2.4 Spridning av organiskt material och näringsämnen Sediment bestående av främst små partiklar kan innehålla mycket höga halter av organiskt material, särskilt i näringsrika sjöar, vid ackumulationsbottnar och i flodmynningar. Vid muddring frigörs därför ofta mycket stora mängder organiskt material (Naturvårdsverket, 2009). Enligt Blomqvist (1981) finns dock inget som tyder på att muddring orsakar en varaktig frigörelse av näringsämnen. Det saknas även stöd för att muddring kan leda till syrebrist på grund av spridning av organiskt material utanför det muddrade området (Naturvårdsverket, 2009). 2.5 Mudderrester Bridges et al. (2008) definierar mudderrester som förorenat sediment som finns på bottenytan efter utförd muddring, antingen där muddringen har utförts eller i närliggande omgivning. Föroreningshalten i den nya sedimentytan kan ibland vara högre än vad som var fallet innan muddringen utfördes (Bank, personlig kommunikation 7 februari 2012; Laugesen, personlig kommunikation, 7 februari 2012). Ingen teknologi kan fullständigt avlägsna allt förorenat sediment och det finns flera anledningar till varför dessa mudderrester uppkommer. En grov indelning, baserat på ursprung, görs i två grupper: orörda och alstrade (Bridges et al., 2008). 1) Orörda mudderrester är förorenat sediment som finns kvar på den muddrade bottenytan, d.v.s. den yta som frilagts av mudderverket. Det förorenade sedimentet har blottats av muddringen men ej fullständigt avlägsnats. De huvudsakliga orsakerna till att orörda mudderrester uppkommer är enligt Bridges et al. (2008): Muddring av sediment som ligger direkt på berggrund eller hårda sedimentytor, överligger mycket ojämna ytor, innehåller skräp eller stora stenblock, ligger i närheten av konstruktioner som exempelvis pirer eller pålverk Inkomplett karaktärisering/modellering av det förorenade sedimentens utbredning Olämpligt val av djupet på muddringen Ouppfyllda mål vad gäller mudderdjup En mudderstrategi som av olika skäl (exempelvis tekniska) inte har utformats för att avlägsna allt förorenat sediment Ett exempel på när mudderrester kan finnas kvar på platsen är de tillfällen då muddring av förorenat sediment sker på grund av andra skäl än rent miljömässiga. Vid anläggnings- och underhållsmuddring kan det vara så att det finns förorenat sediment kvar på platsen när önskad bottennivå har uppnåtts (Laugesen & Nygård, 2008; Naturvårdsverket, 2010). 2) Alstrade mudderrester är förorenat sediment som finns på bottenytan (den muddrade ytan och/eller området runt omkring) efter avslutad muddring. Sedimentet har lösgjorts eller återsuspenderats under muddringen och har därefter återsedimenterat på botten. De primära orsakerna till uppkomsten av alstrade mudderrester är enligt Bridges et al. (2008): 10

Sediment som lösgjorts och kvarlämnats av mudderverket och faller till botten utan nämnvärd upplösning och spridning Lösgjort och kvarlämnat sediment på grund av bortförsel av skräp Försök att muddra sediment i miljöer där mudderverkets funktion begränsas av förhållanden på platsen, exempelvis förekomst av stora stenar och skräp Sediment faller in i över muddrade ytor från omgivande områden som ej har muddrats Sediment som destabiliseras av muddringen, eller som redan tidigare var instabilt, och som därför förflyttats in över muddrade ytor Sediment återsuspenderas av mudderverket, eller aktiviteter relaterade till muddringen, och återsedimenterar därefter snabbt på eller nära den muddrade ytan Mudderrester bidrar till utsläpp av föroreningar både på kort och lång sikt. Kortsiktig genom att porvatten frigörs vid lösgörning, sedimentering och konsolidering; långsiktigt genom molekylär diffusion, bioturbation och erosion av det exponerade sedimentlagret. Utsläpp av föroreningar från mudderrester kan vara större än de utsläpp som orsakas av återsuspenderat sediment (Palermo et al., 2008). 11

3 Mudderverk Det är inte helt enkelt att dela in tekniker och utrustning för muddring i väldefinierade grupper. Många, ofta överlappande termer används för att kategorisera mudderverk. De kan exempelvis klassas enligt: hur massorna flyttas (mekaniskt eller hydrauliskt) vilken slags utrustning som används för att gräva upp sedimenten (gripskopa, skärhuvud eller sugning) pumptypen som används (centrifugal, pneumatisk, mammutpump) (USEPA & USACE, 2004). I Sverige görs vanligtvis indelningen enligt hur massorna flyttas; mekaniskt eller hydrauliskt (Miljösamverkan Sverige, 2006; Naturvårdsverket, 2010). När muddring sker med hjälp av mekaniska mudderverk grävs, skrapas eller skärs sedimenten ut. Hydraulisk muddring innebär att sedimenten sugs upp, med eller utan någon form av grävning/skärning (Naturvårdsverket, 2003). Den viktigaste skillnaden mellan mekanisk och hydraulisk muddring är konsistensen på de muddrade massorna. Vid mekanisk muddring tillförs mycket lite vatten, därmed är konsistensen och sedimentvolymen ungefär densamma som innan muddringen. Hydraulisk muddring medför att en stor mängd vatten tillförs massorna vilket i sin tur innebär att innehållet av fast material är mindre och sedimentvolymen betydligt större efter muddringen (Naturvårdsverket, 2003). Vanligtvis är sedimenthalten i de sugmuddrade massorna 5 20 % (Laugesen & Nygård, 2008; Palermo et al., 2008). Många av de mudderverk som används för muddring av förorenade sediment har inte utvecklats specifikt för det syftet utan för underhålls- eller anläggningsmuddring. Nuförtiden finns emellertid flera mudderverk som är speciellt framtagna och anpassade för miljömuddring (Palermo et al., 2008). I Norden har dock utvecklingen av ny teknik för muddring av förorenade sediment stått relativt still de senaste decennierna och inte förrän nyligen har nya metoder för miljömuddring kommit in på marknaden i Sverige och Norden (Sigfridsson, 2011). Det finns många plats-, sediment- och projektspecifika omständigheter som påverkar vilken utrustning som är mest lämplig för en given situation. Faktorer som måste vägas in när val av mudderverk görs inkluderar (Feyerherm & Wardlaw, 2001; Palermo et al., 2008): Typen av sediment Vissa mudderverk klarar av grovkorniga, lösa sediment medan andra mudderverk bättre hanterar hårt packade sediment. Förekomsten av skräp och större föremål är ett större eller mindre problem beroende på typen av mudderverk. Vattendjup och bottentopografi Varje mudderverk har sin begränsning vad gäller vattendjupet. Vissa mudderverk är bättre anpassade till muddring i grunda förhållanden än andra. Lutande bottnar innebär problem för några typer av mudderverk. Sedimentvolymen Mudderverk kan vara mer eller mindre lämpliga, ur kostnadssynpunkt, i ett projekt beroende på hur stora mängder sediment som ska muddras. 12

Vattenströmmar Det sätt på vilket de olika mudderverken förankras har betydelse för hur starka strömmar respektive verk klarar. Platstillgängligheten Vissa mudderverk är enklare att manövrera än andra, något som kan vara viktigt då det är trångt på platsen eller om det finns hinder som behöver undvikas. Vattenhalten i de muddrade massorna En högre vattenhalt innebär att en större sedimentvolym behöver hanteras och transporteras vilket i sin tur leder till ökade kostnader. Avvattning kan vara nödvändigt innan sedimenten kan behandlas vidare. Detta är både utrymmes-, tids- och därmed kostnadskrävande. Produktionshastighet Transport- och behandlingsutrustning har en kapacitetsgräns för hur mycket material de kan hantera åt gången. Precision Mudderverk måste ha hög precision av två anledningar. För det första är det viktigt att så mycket som möjligt av det förorenade sedimentet avlägsnas. För det andra bör inblandningen av rent sediment minimeras. En ökad sedimentvolym innebär högre kostnader för transport och behandling. Återsuspension Som tidigare beskrivits i avsnitt 2.1 beror graden av återsuspension delvis på vilken typ av mudderverk som används. Övriga faktorer Andra faktorer som är viktiga vad gäller val av mudderverk är hur de muddrade massorna skall transporteras och behandlas, avståndet till anläggningen eller platsen där de muddrade massorna ska behandlas eller deponeras, samt tillgängligheten och kostnad för de olika mudderverken (Palermo et al., 2008). Trots att det går att beskriva under vilka förhållanden som de olika teknikerna är lämpliga är det mycket svårt att utifrån generella underlag göra ett väl underbyggt val av teknik och mudderverk för ett specifikt projekt. Det är alltid förhållandena och behoven i det enskilda fallet som styr metodvalet (Naturvårdsverket, 2010; Zappi & Hayes, 1991). Alla typer av utrustning kan användas på olika sätt och anpassas till aktuella plats- och sedimentförhållanden (Palermo et al., 2008). Vad som beskrivs nedan är den generella utformningen och funktionen av mudderverk inom de olika kategorierna. I den mån det har varit möjligt att hitta informationen redogörs för under vilka förhållanden de olika teknikerna anses vara lämpliga att använda samt bedömda resultat med avseende på sedimentspill och återsuspension. 3.1 Mekaniska Som tidigare beskrivits fungerar mekaniska mudderverk på så sätt att de lösgör och avlägsnar sedimenten med hjälp av mekanisk kraft. Sedimenten lyfts sedan mekaniskt till ytan med i stort sett samma densitet som innan muddringen. Detta beror dock på skopstorleken, hur djupt ner i sedimenten skopan går samt till vilken grad skopan fylls med sediment. Om mycket tunna lager sediment grävs bort kan det medföra en låg fyllnadsgrad i skopan vilket leder till 13

en ökad vatteninblandning (Palermo et al., 2008). Mekaniska mudderverk kan vara särskilt väl lämpade då de muddrade massorna måste transporteras med pråm till behandlings- eller deponianläggningen (Zappi & Hayes, 1991). Både grävskopeverk och gripskopeverk går ofta under benämningen enskopeverk (Miljösamverkan Sverige & Länsstyrelserna, 2006). I rapporten ges de för översiktens skull separata benämningar. 3.1.1 Grävskopeverk Mudderverket består av en grävmaskin som kan vara fast monterad eller flyttbar. I det fall maskinen är flyttbar är den temporärt monterad på någon slags flytanordning, oftast en ponton. En av de stora fördelarna med grävskopeverk är att de tar lite plats och därmed är väl lämpade för arbeten i farleder och hamnar. Vidare innebär metoden god precision vid muddringen (Naturvårdsverket, 2010). För att vara lämplig för miljömuddring måste grävskopan vara försedd med ett lock så att skopan är sluten när den förflyttas i vattnet. Skopan sänks ned i öppet läge och vrids tills det att den är i kontakt med locket (Laugesen & Nygård, 2008), figur 4. Figur 4: Grävskopa med lock (Laugesen & Nygård, 2008). De temporärt monterade mudderverken är speciellt användbara för mindre projekt i lugna och grunda vatten. De fast monterade är väl lämpade för krävande förhållanden, exempelvis vid höga strömhastigheter eller där bottenmaterialet varierar mellan finkornigt material och stora stenar. Fast monterade mudderverk har även en större räckvidd och kapacitet än de flyttbara, dock medför de en hög etableringskostnad (Naturvårdsverket, 2003). Storleken på maskinen avgör det maximala djup som verket kan muddra på, för medelstora maskiner innebär det ett djup på ca 6 meter medan de största verken kan nå ner till ca 25 meters djup (Naturvårdsverket, 2010). Det finns utrustning som klarar av att lyfta upp till 16 m 3 från ett djup på 23 meter (Naturvårdsverket, 2003). Eftersom en större maskin har en djupare frigång kan de största verken inte användas i alla situationer (Naturvårdsverket, 2010). 3.1.2 Gripskopeverk Mudderverk kan utrustas med olika typer av gripskopor beroende på vad som ska muddras. Bäst lämpad för muddring av förorenade sediment är en sluten skopa, s.k. miljöskopa (Naturvårdsverket, 2003; Laugesen & Nygård, 2008). En gripskopa består av två eller flera delarmar som stängs med vajrar alternativt på elektrisk eller hydraulisk väg (Naturvårdsverket, 2003). Skopan sänks ner i öppet läge, läggs på botten och stängs, på så sätt 14

skrapas sedimenten in i skopan (Carlsson, 2004). För muddring av förorenade sediment bör gripskopan vara utformad så att den efterlämnar en horisontellt plan bottenyta, en s.k. horizontal level cut (Laugesen & Nygård, 2008), figur 5. Figur 5: Horizontal level cut (Laugesen & Nygård, 2008). Figur 6: Miljöskopa monterad på en vajer (Elander, 2011). Skopan kan vara fäst på en artikulerad arm, eller en vajer (figur 6). Fördelen med montering på artikulerad arm jämfört med vajer är att precisionen blir högre. Å andra sidan ökar mudderdjupet när skopan är monterad på vajer (Laugesen & Nygård, 2008). I regel kan gripskopeverken muddra djupare än andra mudderverk, det som begränsar mudderdjupet är vajerns längd. För de större verken går gränsen vid ca 40 meters djup (Naturvårdsverket, 2010). Metoden är lämplig för alla typer av botten men det är svårt att muddra hårda sediment då skopan är monterad på vajer (Laugesen & Nygård, 2008). Precis som grävskopeverk har gripskopeverk en relativt god precision och kan användas för muddring i trånga utrymmen (Naturvårdsverket, 2010). 3.1.3 Sammanfattning Fördelar med mekaniska mudderverk inkluderar följande (Palermo et al., 2008): Kan muddra hårt packade sediment Kan avlägsna skräp och stora föremål samt muddra sediment innehållande skräp och stora föremål Kan arbeta i trånga utrymmen Liten inblandning av vatten i sedimenten Kan muddra på djupt vatten Möjlighet att byta skopa för anpassning till olika förhållanden 15

Nackdelar med mekaniska mudderverk inkluderar följande (Palermo et al., 2008): Lägre arbetstakt jämfört med hydrauliska mudderverk av liknande storlek Vanligtvis måste massorna transporteras med pråmar Om det krävs transport via rörledning kan muddermassorna behöva blandas med vatten 3.2 Hydrauliska Hydraulisk muddring innebär att det förorenade sedimentet sugs upp med hjälp av vakuum (Naturvårdsverket, 2006). En blandning av sediment och vatten transporteras genom en rörledning direkt till land eller till ett fartyg/pråm. Beroende på de muddrade massornas beskaffenhet kan de normalt sett pumpas upp till 3 km. Om pumpning krävs för längre sträckor än så eller om större höjdskillnader förekommer kan mellanliggande pumpstationer användas Carlsson, 2004). På grund av den höga inblandningen av vatten ökar behovet för avvattning och rejektvattenrening. Dock kompenseras de kostnader som uppstår i samband med avvattning och vattenrening av minimala transport- och omlastningskostnader. Sammantaget är metoden ett ekonomiskt bra alternativ för muddring av förorenade sediment (Naturvårdsverket, 2003). Kapaciteten är hög och metoden kan användas för att snabbt muddra stora volymer förorenat sediment. Diametern på pumputkastet bestämmer vanligen kapaciteten och är vanligtvis från 10 cm till närmare 1 meter. Sugeffekten kan också varieras genom att öka eller minska vattenintaget, stort vattenintag medför mindre partikelspridning medan ett mindre vattenintag ger snabbare muddringstakt (Naturvårdsverket, 2003). Eftersom muddringen och transporten sker i slutna system med minimal partikelspridning är sugmuddring generellt sett mycket väl lämpad för muddring av förorenade sediment (Naturvårdsverket, 2003) och är den teknik som huvudsakligen har använts i Sverige (Carlsson, 2004). Det finns idag sugmudderverk som är helautomatiska där vakuum justeras löpande för att minimera muddermassornas vatteninnehåll (Naturvårdsverket, 2006). Hydrauliska mudderverk kan vara självgående eller stationära (Naturvårdsverket, 2010). 3.2.1 Enkel sugmuddring Mudderverket är utrustat med ett sugmunstycke utan en grävande eller skärande funktion (figur 7 och 8). Vanligtvis är munstycket försett med ett galler för att förhindra att större föremål sugs in och blockerar pumpen (Laugesen & Nygård, 2008). Enkel sugmuddring är lämpligt för lösa massor som gyttja, lös lera, sand och grus. Sedimenten bör vara relativt homogena utan större stenar (Naturvårdsverket, 2010). 16

Figur 7: Stort sugmudderverk (Vlanblom, u.å.) Figur 8: Mindre sugmuddringspump (Laugesen & Nygård, 2008). Muddringsdjupet begränsas av längden på den fasta armen, om sugmunstycket fästs på en vajer kan muddring ske på större djup. Då krävs dock en stor pumpkapacitet (Laugesen & Nygård, 2008). 3.2.2 Horisontell auger En horisontell auger är utformad som en horisontell roterade skruv som lösgör sedimenten och för massorna mot skruvens mittpunkt, se figur 9. Vid mittpunkten finns en pump som suger upp massorna samt vattnet närmast den muddrade ytan. Mudderverk av typen horisontell auger har inte plats för lagring av de muddrade massorna på fartyget. För att minimera spridning vid miljömuddring bör augern förses med sköldar som fälls ned över skruven under själva muddringen. Skölden i avverkningsriktningen hålls öppen medan motstående sköld hålls stängd, se figur 10 (Laugesen & Nygård, 2008). De hydrauliska mudderverk som används för muddring av förorenade sediment i Sverige är främst av typen horisontell auger (Carlsson, 2004). Tekniken användes exempelvis vid saneringen av Örserumsviken (Laugesen & Nygård, 2008; Västerviks kommun, 2006). Figur 9: Horisontell auger (Pensaert, 2007). Figur 10:Horisontell auger med galler och öppen sköld (Elander, 2011). 17

Vanligtvis förflyttas muddringsfarkosten med vajrar förankrade i land och vinschar på farkosten. Därmed räcker det att muddringshuvudet kan förflyttas i vertikalled, eftersom avverkningen kan åstadkommas genom farkostens rörelse. Skruven har sin axel i farkostens längdled och avverkningen sker genom att mudderfarkosten svingas fram och tillbaka i långa svepande rörelser. De mudderverk som finns i Sverige fungerar på ovanstående sätt (Carlsson, 2004). Andra varianter är: mudderverk med en svingande arm på vilken augern är monterad samtidigt som mudderverket förflyttas framåt i en rak linje (Carlsson, 2004) eller mudderverk där augern är monterad på en artikulerad arm (Laugesen & Nygård, 2008). Se figur 11 och 12 för fler bilder på mudderverk av typen horisontell auger. Figur 12: Horisontell auger på artikulerad arm (Laugesen & Nygård, 2008). Figur 11: Principskiss av mudderverk med horisontell auger monterad på fast arm (Laugesen & Nygård, 2008). Muddringshuvudet på en horisontell auger behöver inte lyftas och avverkningen kan därför ske kontinuerligt, därmed är det möjligt att genomföra muddringen med en hög grad av avverkningskontroll. Vanligtvis arbetar mudderverken efter framtagna terrängmodeller av botten och kan med modern positioneringsutrustning styras med hög noggrannhet (Carlsson, 2004). Metoden lämpar sig bäst för relativt jämna och mjuka bottnar, utan stora stenar och skräp (Laugesen & Nygård, 2008; Palermo et al., 2008). Dessutom passar sig inte tekniken då botten lutar (Palermo et al., 2008). Muddringsdjupet är begränsat till längden på den fasta armen (Laugesen & Nygård, 2008). 3.2.3 Cutterhead Ett cutterhead består av ett roterande skärande munstycke (s.k. cutter) monterat på en fast arm (d.v.s. ej artikulerad) som sitter fast på muddringsfartyget (figur 13 och 14). Munstycket är monterat i ena änden av ett rör kopplat till en pump som suger upp massorna. Cuttern löser upp hårdare sediment genom att rotera samtidigt som armen som cuttern är monterad på rör sig i en horisontell halvcirkelrörelse längs botten. Även på denna utrustning bör ett visir/lock monteras för att minska partikelspridningen (Laugesen & Nygård, 2008; Palermo et al., 2008). Det har inte varit möjligt att hitta några exempel där en cutterhead har använts i Sverige. 18

Figur 13: Cuttermunstycke (Zappi & Hayes, 1991). Figur 14: Mudderverk av typen cutterhead (Laugesen & Nygård, 2008). Metoden är inte lika känslig för ojämna bottnar som en auger och den kan enkelt lyftas över exempelvis träd och stora block (Laugesen & Nygård, 2008; Palermo et al., 2008). Däremot är den ömtålig för stora stenar och skräp som kan fastna i röret eller pumpen (Palermo et al., 2008). Muddringsdjupet är begränsat till längden på den fasta armen (Laugesen & Nygård, 2008). 3.2.4 Disc cutter En disk cutter består av ett roterande horisontellt skovelhjul monterat på en fast arm som i sin tur är monterad på ett fartyg, se bilaga 1. Det roterande hjulet löser upp massorna på botten genom att hjulet roterar och armen rör sig horisontellt i en halvcirkelrörelse längs botten. I mitten av hjulet sitter ett rör kopplat till en pump som suger upp massorna. Det har inte gått att hitta några exempel där en disc cutter har använts i Sverige. Metoden lämpar sig för relativt jämna och mjuka bottnar som inte innehåller stora stenar eller skräp. Muddringsdjupet är begränsat till längden på den fasta armen (Laugesen & Nygård, 2008). 19

3.2.5 Screw impeller dredge Mudderverket består av en stor skruv med en omrörare i ena änden. Skruven sänks ner i sedimentet och sedimentet lösgörs av omröraren. Skruven förflyttar sedan sedimentet till en pump som transporterar slurryn vidare i en pipeline (Feyerherm & Wardlaw, 2001). För illustration av mudderverket se bilaga 1. 3.2.6 Dykarstyrda pumpar Det finns även mindre hydrauliska pumpar som styrs manuellt av dykare (Eriksson, personlig kommunikation, 2012; Palermo et al., 2008). Denna typ av muddring kännetecknas av hög precision och god kontroll vid manövrering. Vidare är tekniken lämplig då muddring måste utföras nära konstruktioner eller i trånga utrymmen där det kan vara problematiskt för andra mudderverk att arbeta. Hårda eller lutande bottnar är ytterligare förhållanden då dykarstyrda pumpar kan vara ett passande alternativ (Palermo et al., 2008). 3.2.7 Sammanfattning Fördelar med hydrauliska mudderverk inkluderar följande (Palermo et al., 2008): Kan muddra de flesta material med en högre takt jämfört med mekaniska mudderverk av liknande storlek Kan muddra så gott som kontinuerligt med en högre produktionstakt jämfört med mekaniska mudderverk av liknande storlek Massorna behöver inte lagras på pråm eller fartyg utan kan transporteras via rör direkt till anläggning för omhändertagande Möjlighet att byta muddermunstycke för olika sedimenttyper Nackdelar med hydrauliska mudderverk inkluderar följande (Palermo et al., 2008): Svårigheter att hantera skräp och större föremål; de kan fastna i mudderverket, inte gå att samla upp eller orsaka att mudderverket inte kommer åt underliggande sediment En stor mängd vatten blandas in i massorna, vilket kan leda till höga kostnader vid efterföljande behandling 3.3 Övriga metoder 3.3.1 Frysmuddring Frysmuddring kan anses höra till de mekaniska metoderna (Naturvårdsverket, 2010) men i detta examensarbete listas den under övriga eftersom den i hög grad skiljer sig från de andra mekaniska metoder som nämns. Metoden innebär att frysceller sätts i kontakt med sedimenten och via dessa celler fryser omgivande sediment (Knutsson & Rostmark, 2004). Det finns idag två typer av frysceller som används; en fryscell med vertikala rör som pressas ner i sedimentet och en flat cell som placeras ovanpå sedimentytan. Fryscellen med vertikala rör används huvudsakligen där man vill ha ett större frysdjup. Frysningen sker genom att frysvätskan cirkulerar i rören och orsakar en radiell frysning, ut från respektive rör. Efter att aktuell sedimentsektion frusit helt samman kan den lyftas upp. Med denna typ av fryscell går det att åstadkomma ett förhållandevis stort frysdjup på tämligen kort tid. Frysrörens längd anpassas till det önskade frysdjupet och avstånden mellan rören justeras beroende på vilken frystid som är tillgänglig. Frystiden beror bland annat på kylmaskinernas kapacitet. Det kan ibland vara problematiskt att får ner frysrören i sedimentet, särskilt om det förekommer stenar eller större föremål i sedimentet (Knutsson & Rostmark, 2004). 20

I den flata cellen är frysrören placerade horisontellt inne i cellen. Frysningen sker i huvudsak vertikalt. Denna typ av fryscell är lämplig att använda i de fall djupet på det förorenade sedimentet understiger 0,5 meter. Vid större djup blir frystiden alltför lång. En stor fördel med den flata cellen är att förekomsten av stenar eller större objekt i sedimentet inte orsakar några problem (Knutsson & Rostmark, 2004). Oberoende av vilken typ av fryscell som används blir resultatet ett sammanhängande flak som lyfts upp (figur 15). För att det ska vara möjligt att lyfta flaken måste en viss mängd ofrysta sediment lämnas kvar på sedimentytan. Detta sprids över botten då flaken lyfts upp. Alltså medför metoden ett visst ofrånkomligt spill. Dock är storleken på spillet och den efterföljande grumlingen betydligt lägre jämfört med andra muddringsmetoder (Naturvårdsverket, 2010) och arbetet kan bedrivas utan skyddande barriärer (von Kronhelm, Rostmark & Rostmark, u.å.). Vidare är frysmuddring en metod som medför stor precision, volymen muddrat material kan kontrolleras med stor noggrannhet (Sigfridsson, 2011). Ytterligare fördelar är att risken för spill vid transport är mindre samt att vattenhalten i sedimenten blir lägre än i naturligt tillstånd (Carlsson, 2004; Naturvårdsverket, 2010). Bäst lämpad är metoden troligtvis när (Carlsson, 2004; Knutsson & Rostmark, 2004): kraftigt förorenat sediment skall muddras kraven på god precision är höga stora maskiner har svårigheter att komma åt det är särskilt viktigt att återsuspensionen blir så låg som möjligt Från vissa håll har det framförts att tekniken är både energi- och tidskrävande samt dyr (Miljösamverkan Sverige, 2006; Klingström, personlig kommunikation, 2008). Det beräknas att det krävs 100 kwh för att frysa 1 m 3 (Carlsson, 2004). Knutsson & Rostmark menar emellertid att metoden är kostnadseffektiv eftersom massorna innehåller lite vatten och det går att minimera mängden överflödigt material som muddras. En av de styrande faktorerna för kostnadseffektiviteten är logistiken runt placeringen av fryscellerna på botten, så få lyftningar och nedsänkningar som möjligt är önskvärt. Figur 15: Frysmuddrat sedimentflak (von Kronhelm, Rostmark & Rostmark, u.å.) Kostnaderna för frysningen är direkt relaterade till vattenhalten i sedimentet. Ju högre vattenhalt desto längre tid tar frysningen och därmed ökar energiåtgången. Vid ett försök som 21

genomfördes 2004 uppgick kostnaderna för att frysa sediment med ett innehåll av torrsubstans (TS) på cirka 10 % till cirka 120 kr/m 3 (Knutsson & Rostmark, 2004). Numera har den siffran sjunkit till 12 kr/m 3. Kapaciteten beror på tjockleken av sedimentet som ska muddras samt kapaciteten hos kylaggregatet (Rostmark, personlig kommunikation, 2012). Dock är kapaciteten än så länge relativt låg. Frysmuddring anses exempelvis inte vara möjlig att använda som huvudsaklig metod vid saneringen av hamnbassängen i Oskarshamn. Tekniken diskuteras främst som ett möjligt komplement till andra metoder när muddring måste ske med stor försiktighet (Elander, 2011). I den preliminära åtgärdsutredningen för projektet i Oskarshamn beräknades kapaciteten för frysmuddring till mindre än hälften jämfört med gräv- eller sugmuddring (Carlsson, 2004). Användning av frysmuddring vid sanering av vik vid Stockviksverken, Sundsvalls kommun Tekniken användes för att sanera en kvicksilverförorenad vik i Sundsvalls kommun. Mängden förorenat sediment var ca 2 700 m 3 (von Kronhelm, Rostmark & Rostmark, u.å.). Eftersom det förorenade sedimentet bara var 10 30 cm djupt var frysmuddring särskilt lämpligt i projektet. De vattenprover som togs under projektet visade inte på någon ökning av kvicksilverkoncentrationen (Miljönytta, 2011). 3.3.2 Möbius sediment pick-up (MSA) och Möbius Pressing and Feeding Unit (MPF) Ytterligare en teknik som omnämns i samband med muddring av förorenade sediment är MSA och MPF. Bland annat har den diskuterats i förbindelse med saneringen av hamnbassängen i Oskarshamn. Sedimenten lossgörs i ett slutet muddringshuvud och transporteras till ett fartyg/pråm. Därefter förs massorna till land via en ledning. Grumlingen begränsas därmed på samma sätt som vid hydraulisk muddring. En viktig skillnad är att inblandningen av vatten blir betydligt lägre. De avverkade sedimenten trycks med stora kolvpumpar från muddringsmunstycket via fartyget vidare till land. Beroende på avstånd kan mellanliggande tryckstegringsstationer krävas. Tekniken har inte använts vid muddringar i Sverige. I Tyskland har framförallt tekniken för transport och deponering utan inblandning av vatten utnyttjats i några projekt (Elander, 2011). 3.4 Mudderverk specifikt utvecklade för miljömuddring De flesta ovan nämnda tekniker har inte utvecklats specifikt för miljömuddring utan för anläggnings- och underhållsmuddring. Numera finns det dock ett antal mudderverk som utvecklats endast för muddring av förorenade sediment med faktorer som lågt vatteninnehåll, liten återsuspension, liten mängd alstrade mudderrester eller borttagning av mudderrester i åtanke (Feyerherm & Wardlaw, 2001). Nedan följer ett antal tekniker som bl.a. av Feyerherm & Wardlaw (2001) listas som speciellt framtagna för muddring av förorenade sediment. Undantaget är Pixy som inte omnämns av författarna. För bilder och illustrationer av nedanstående mudderverk hänvisas till bilaga 1. 3.4.1 Pixy Mudderverket Pixy utvecklades av ett företag i Belgien. Mudderverket är en variant av typen horisontell auger och använder sig av en auger och två skruvar som lösgör och för sedimenten till pumpen. Skyddande skärmar används för att minimera återsuspensionen samt anpassa tjockleken på sedimentlagret som avlägsnas. Pixy kan avlägsna tunna lager av sediment, upp till 40 cm, med en noggrannhet på några cm. Mudderverket positioneras med hjälp av vinschar som ankras fast på land och styrs med hjälp av satellitnavigering. Muddermassorna kan pumpas direkt till en behandlingsanläggning eller deponi via en rörledning (DEC, 2012). Mudderverket användes vid saneringen av Svartsjöarna i Hultsfreds kommun. Totalt muddrades 263 500 m 3 kvicksilverförorenat sediment (Hultsfreds kommun, 2011). 22

3.4.2 Eddy Pump Tekniken utvecklades i U.S.A. Mudderverket använder sig av en virvelström för att suga upp förorenat sediment. En rotor förs ner i sedimentet och snurrar vilket tvingar sediment upp till en intagskammare. Effekten liknar den i en tornado. När pumpen är aktiv rör sig sedimentet på utsidan röret ner mot änden av munstycket. Tekniken orsakar lite eller ingen återsuspension eftersom det inte finns någon cutter och munstycket är dessutom helt begravt i sedimentet (Feyerherm & Wardlaw, 2001; Tornado Motion Technologies, u.å.). Maskinen tar sig fram av egen kraft och kan hantera viskösa vätskor och slurrys. Enligt tillverkaren blockeras mudderverket inte av skräp och det kan muddra med god precision (Tornado Motion Technologies, u.å.). 3.4.3 Pneuma, Oozer och Airlift Dessa mudderverk är alla utrustade med pneumatiska pumpsystem. Det finns några strukturella skillnader mellan pneuma och oozer men den bakomliggande principen är densamma. Det naturliga positiva vattentrycket kombineras med ett artificiellt skapat negativt tryck, vanligtvis i en nedsänkt cylinder, för att frambringa ett vakuumtryck på sedimentet. Muddring på stora djup medför ett större vakuumtryck tack vare ett högre hydrostatiskt tryck men vakuumsystem kan användas för att kompensera då muddring sker i grundare vatten (Zappi & Hayes, 1991). Principen för en pneumatisk pump illustreras i figur 16. Figur 16: Principskiss för pneumatiska mudderverk (Zappi & Hayes, 1991). När det är vakuum i cylindern sugs sedimentet genom ventilen in i cylindern. När tanken är full avstannar sugprocessen automatiskt. Cylindern är öppen och komprimerad luft förs in i tanken. Det positiva trycket får sedimentet att röra sig genom utsläppsröret tills cylindern är tom. Processen upprepar sig sedan (Zappi & Hayes, 1991). Pneuma Pump Pneuma mudderverket utvecklades ursprungligen i Italien och består av tre cylindrar där det skapas en tryckskillnad som tvingar sedimentet upp genom munstycket. Pneuma pumpen 23

använder sig av ett hjälpsystem (vakuum) då muddring sker i grunt vatten. Mudderverket kan fungera enligt tre olika metoder: grop-, släp- eller stegmetoden. Gropmetoden innebär att munstycket är monterat på en kran. Med hjälp av kranen placeras mudderverket på botten. När pumpningen startar uppstår en grop runt mudderverket. Omgivande sediment faller in i gropen och sugs upp av pumpen. Metoden är mest effektiv i lösa material. Pneuma munstycket kan också släpas genom sedimenten, vilket oftast används för kohesionsmaterial. Då munstycket är monterat på en stege (d.v.s. en fast arm) fungerar pneuma pumpen som ett cutterhead mudderverk (Zappi & Hayes, 1991). Tekniken används oftast för finkornigt material (Anchor Environmental, 2003). Enligt tillverkaren producerar pneuma pumpen muddermassor som har en hög partikelhalt, upp till 90 %, och medför mycket lite återsuspenderat sediment (Pneuma S.R.L., 2012). Oozer Pump Tekniken utvecklades i Japan och består till skillnad från Pneuma pumpen av två cylindrar (Zappi & Hayes, 1991). Något slags skär- eller grävmunstycke används för att lösgöra sedimentet som passerar ett galler för att rensa bort större föremål. Skyddande höljen minimerar återsuspension av sediment (Zappi & Hayes, 1991). Hela processen görs mer effektiv med ett extra vakuumsystem. Oozer pumpen är monterad på en fast arm och manövreras som en vanlig cutterhead. Det går att montera en volymmätare och undervattenskameror samt en gasrenare för uppsamling av giftiga gaser (Feyerherm & Wardlaw, 2001). Airlift dredge Mudderverket består av ett roterande cutterhead som lösgör sedimentet (Feyerherm & Wardlaw, 2001). Komprimerad luft förs sedan in i den nedsänkta änden av ett rör (riser pipe) som är öppet i den änden som ligger ovanför vattenytan. När luften expanderar skapas en ström som för vatten och sediment upp i röret. Röret är riktat så att största delen av det omrörda sedimentet dras in i röret. Enligt principen för mudderverket bör återsuspensionen vara minimal, dock finns ingen data som bekräftar detta (Zappi & Hayes, 1991). 3.4.4 Amphibex Dredge Amphibex är en kombination av hydraulisk och mekanisk mudderteknik som utvecklades i Kanada. Den kan vara utrustad med en skopa för mekanisk muddring, en kratta för att avlägsna större föremål och en auger som lösgör sedimentet och för dem till ett hydrauliskt sugmunstycke. Mudderverket rör sig framåt av egen kraft och hålls på plats och stabiliseras av stödarmar. Amphibex är lämplig då det krävs att mudderverket kan positioneras och manövreras med flexibilitet och precision. Mudderverket kan krypa fram på mark och i grunt vatten, nedför slänter och även flyta (Feyerherm & Wardlaw, 2001). Det maximala vattendjupet som mudderverket kan arbeta i är 6 meter och tekniken medför en liten mängd suspenderat sediment (Orchard & Grant, u.å.). 3.4.5 Waterless Dredge Mudderverket producerar muddermassor med relativt hög densitet, 30 50 % av vikten utgörs av partiklar. Munstycket är nedsänkt i sedimentet och täcks, tillsammans med en pump, av ett halvcylindriskt hölje för att minska vattenintaget. Inuti munstycket finns roterande blad, monterade som på ett skovelhjul, som skär och lösgör sedimentet. Höljet motverkar även återsuspension av sediment. Mudderverket flyttas med hjälp av kablar. (Aurand & Mamantov, 1982; Feyerherm & Wardlaw, 2001; Palermo & Pankow, 1988). 24

3.4.6 Clean-up Dredge Clean-up är en modifierad typ av hydrauliskt mudderverk som utvecklades i Japan specifikt för muddring av starkt förorenade sediment (Zappi & Hayes, 1991). Maskinen består av en övertäckt auger som förs fram och tillbaka. Skruven flyttar sedimentet mot en hydraulisk pump. En skärm med en rörlig lucka täcker sedimentet som samlas upp av augern och medför att återsuspenderade partiklar innesluts i muddermunstycket. Galler förhindrar att skräp och stora föremål fastnar. Mudderverket är utrustat med ekolod och kamera för att övervaka mudderdjup respektive grumling. Vid behov kan en utrustning för uppsamling av gas monteras. Tekniken lämpar sig väl för mjuk lera och sand (Zappi & Hayes, 1991; Feyerherm & Wardlaw, 2001). 3.4.7 Refresher System Även refresher är en typ av hydrauliskt mudderverk med en auger som lösgör sedimentet. Ett hölje täcker augern och minimerar återsuspenderingen och vattenupptaget. Mudderverket har hydraulisk utrustning som säkerställer att munstycket hela tiden är parallellt mot botten samt ventiler för att förhindra sedimentläckage vid nödstopp (Zappi & Hayes, 1991; Feyerherm & Wardlaw, 2001). 3.4.8 Matchbox Dredge Mudderverket utvecklades i Nederländerna för muddring av förorenade sediment i hamnmiljö (Zappi & Hayes, 1991). Sedimentet sugs upp genom ett galler och in i en uppsamlingstratt. Ett triangulärt hölje med ventiler på båda sidorna innesluter gallret och tratten. När munstycket rör sig från sida till sida öppnas ventilen i rörelseriktningen och sediment förs in. Höljet är designat för att minska vatteninblandningen samt för att samla upp gas som frigörs från sedimentet. Mudderverket är utrustat med hydrauliska kolvar som justerar muddermunstyckets vinkel så att det alltid är parallellt mot botten samt ett instrument som rapporterar munstyckets avstånd till botten (Zappi & Hayes, 1991; Feyerherm & Wardlaw, 2001). 3.5 Återsuspendering beroende på teknik Enligt Palermo et al. (2008) finns en relativt liten mängd data rörande återsuspensionen vid miljömuddringsprojekt. Underhållsmuddring har studerats mer ingående och eftersom de drivande processerna är de samma är dessa data relevanta även för muddring av förorenade sediment. Det finns flera studier som jämför olika mudderverk med avseende på storleken på återsuspensionen (Zappi & Hayes, 1991). Både Anchor Environmental (2003) och Palermo et al. (2008) refererar till studier av Johnson och Parchure (2000), Nakai (1978), Pennekamp et al. 1996, och Hayes och Wu (2001). Beräkningarna av återsuspensionen i ovanstående studier baseras på mätningar av suspenderat material vid punkter nära arbetande mudderverk. Jämförelser gjordes mellan ett antal mudderverk i ett flertal olika projekt. En stor variation på resultaten visade att det inte går att fastställa en typisk storlek på återsuspensionen för en viss sorts mudderverk. Det har emellertid gjorts sammanställningar av den genomsnittliga återsuspensionen för hydrauliska och mekaniska mudderverk. Hydrauliska mudderverk återsuspenderar i genomsnitt 0,77 % av de muddrade massorna, för mekaniska mudderverk är siffran högre, 2,1 %. Detta tyder på att, om alla andra faktorer är samma (exempelvis kornstorlek och hydrodynamiska förhållanden), tenderar hydrauliska mudderverk att återsuspendera en mindre mängd partiklar jämfört med mekaniska mudderverk (Anchor Environmental, 2003; Palermo 25

et al., 2008). Carlsson (2004) menar att risken för återsuspenderat sediment är lägre då muddring sker med hydrauliska mudderverk jämfört med mekaniska mudderverk. Både Palermo et al. (2008) samt Anchor Environmental (2003) betonar dock att intervallen vad gäller storleken på återsuspensionen för respektive grupp av mudderverk överlappar varandra. Det går därmed inte att anta att hydrauliska mudderverk alltid medför en lägre grad av återsuspenderat sediment än vad mekaniska mudderverk gör. Bridges et al. (2010) understryker att på grund av de många faktorer och samband som är verksamma vid muddring och uppkomsten av återsuspenderat sediment är det mycket svårt att med hjälp av data från ett projekt dra slutsatser om möjlig återsuspension vid ett annat. Som diskuterats ovan är det inte möjligt att förutsäga hur stor grad av återsuspension en viss teknik kommer att generera. Alltför många andra faktorer (se avsnitt 2.1) förutom teknikval spelar in när det gäller uppkomsten av återsuspenderat sediment. Vad gäller förväntad återsuspension för ett specifikt projekt finns ett flertal mer eller mindre avancerade modeller, som tar hänsyn till ett antal olika faktorer och som gäller för en eller flera sorters mudderverk. I dessa modeller kan en uppskattad återsuspension räknas ut för ett specifikt projekt (Palermo et al., 2008). Palermo et al. (2008) refererar till Nakai (1978), Collins (1995) och Hayes et al. (2000) men menar att metoderna inte är praktiskt användbara, antingen beroende på att de är baserade på för lite empirisk data, är applicerbara på för få uppsättningar av olika förhållanden eller kräver information som inte är känd vid den tid i projektet då utvärderingen av olika mudderverk oftast görs. 3.5.1 Mekaniska mudderverk Återsuspension och utsläpp av föroreningar från mekanisk muddring kan uppkomma när skopan träffar och lämnar botten, omgivande sediment faller ner i mudderskärningen, skopan förs upp genom vattenkolumnen och sediment som fastnat tvättas av samt om skopan ej stängts fullständigt p.g.a. skräp eller större objekt. Sammantaget leder detta till att återsuspenderade partiklar kan finnas både nära botten och i hela vattenpelaren (Palermo et al., 2008). 3.5.2 Hydrauliska mudderverk Både det mekaniska lösgörandet och den plogliknande förflyttningen av munstycket leder till att partiklar återsuspenderas (Palermo et al., 2008). Viktiga faktorer är mudderverkets skärdjup och hastigheten med vilken muddermunstycket framskrider. Att föra ner munstycket för djupt i sedimentet, så att sediment hamnar på ovansidan av munstycket, leder ofta till att återsuspensionen av sediment samt utsläpp av föroreningar ökar (Palermo et al., 2008; Feyerherm & Wardlaw, 2001). Återsuspension kan även orsakas av ett för grunt skärdjup eftersom detta kan leda till att grävningen/skärningen sker med alltför hög energi (Feyerherm & Wardlaw, 2001). Om muddermunstycket framförs alltför snabbt kan detta orsaka en ökad återsuspension. Vidare är det viktigt att inte munstyckets hastighet överskrider uppsugningsförmågan (Havis, 1988). Partiklar som har återsuspenderats av hydrauliska mudderverk är ofta koncentrerade i den nedre delen av vattenpelaren (Palermo et al., 2008). 3.5.3 Sammanfattning Nedan följer en genomgång av några av de olika muddertekniker som tagits upp i rapporten. De ges ett betyg på hur väl de lämpar sig (deras potential) vad gäller att begränsa uppkomsten av återsuspenderat sediment. Bedömningen har gjorts av Palermo et al. (2008) och baseras på en litteratursammanställning av summeringar och analyser av studier där återsuspensionen vid olika muddringsprojekt har undersökts. Betyget kan vara låg, medium eller hög, se tabell 1. 26

Stängd gripskopa Medium Enkel sug Hög Horisontell auger Låg till medium Cutterhead Medium Dykarstyrd hydraulisk pump Hög Pneumatiska pumpar Hög Specialanpassade mudderverk Hög Tabell 1: Bedömning av de olika mudderverkens potential att begränsa uppkomsten av återsuspenderat sediment (Palermo et al., 2008). Förutom den återsuspension som resulterar från mudderverket bör även andra möjliga orsaker till återsuspension has i åtanke. Propellerrörelser från båtar förknippade med muddringen, stationeringen av pråmar samt bortförsel av skräp kan ge upphov till betydande återsuspension (Bridges et al., 2010; Palermo et al., 2008). Det finns exempel på genomförda muddringar där data tyder på att själva muddringen orsakade en mycket liten återsuspension medan bortforslingen av skräp samt fartygstrafik förknippad med muddringen genererade en högre grad av återsuspenderat sediment (Battelle, 2007). 3.6 Kostnad Det går inte att göra en generell uppskattning av kostnaden för de olika teknikerna i jämförandesyfte. Kostnaden beror till största delen på produktionshastigheten (vilket mer beror på platsen än mudderverket), precisionen och sedimentkaraktären m.m. En grov uppskattning från ett företag i branschen gav vid handen en kostnad på mellan 100 och 300 kr/m 3 för muddring av förorenade sediment (Pensaert, personlig kommunikation, 2012). Den preliminära åtgärdsutredningen för saneringen av hamnbassängen i Oskarshamn kom fram till följande projektspecifika kostnader (Carlsson, 2004): Horisontell auger Muddring inklusive transport till avvattningsanläggning 100 kr/m 3 sediment (våtvikt). Mekanisk muddring Muddring inklusive transport till avvattningsanläggning 100 kr/m 3 sediment (våtvikt). Frysmuddring Företaget som utför frysmuddring uppgav att kostnaden för installation, frysning och förflyttning av sedimenten till pråm borde ligga på 200 kr/m 3. Vad gäller kostnaden för ett miljömuddringsprojekt är det oftast kvittblivningen av de muddrade massorna som står för största delen av kostnaden (Eriksson, personlig kommunikation, 2012). 3.7 Översikt I tabell 2 ges en översikt av de olika typer av mudderverk som beskrivits i avsnitt 3.1 3.4. Egenskaperna som presenteras är några av de som anses vara styrande vid val av mudderverk (Feyerherm & Wardlaw, 2001; Palermo et al., 2008). 27

HYDRAULISKA MEKANISKA Mudderverk Grävskopa med lock Vikt% fasta partiklar Tillför 10 20 % extra vatten 2 Produktionshastighet Precision Återsuspendering Sedimenttyp Mudderdjup Övrigt De största verken kan Vanligtvis 50 150 +/- 10 cm vertikalt Mer än ren m 3 /timme 2 och horisontellt 2 sugmuddring 2 Alla typer 2 muddra ner till 25 m 3 Gripskopeverk (sluten skopa) Tillför 10 20 % extra vatten 2 25 450 m 3 /timme 1 Artikulerad arm: +/- 10 cm vertikalt och horisontellt Vajer: +/- 15 cm vertikalt och horisontellt (avtar med ökande djup) 2 30 70 % mindre än öppna skopor 1 Stenar, grus, sand, silt, lera. Svårt att muddra hårda massor då skopan är fäst i vajer 2 Artikulerad arm: ner till ca 25 m Vajer: möjligt att muddra på stora djup. Bör p.g.a. noggrannhet begränsas till 50 m. Då skopan är fäst i vajer kan positioneringen vara problematisk vid starka strömmar 8 Enkel sugmuddring Mycket låg 1, 2 5 15 % 1, 2 50 200 m 3 /timme 2 och horisontellt för +/- 10 cm vertikalt fast arm 2 Lösa massor, grus (beroende på storlek), sand, silt, lera (ej klibbig) 2 Oftast ner till 15 20 m (fast arm) 2. Det finns utrustning som kan muddra ner till 40 m 9 Mycket känslig för skrot och stora föremål 2 Horisontell auger 10 30 % 1, 2 Vanligtvis 40 120 m 3 /timme 1. Vid Örserumsprojektet var hastigheten 25 50 m 3 /timme (fibrer och gyttja) 2 +/- 10 cm i vertikalt och +/- 15 cm i horisontellt 2 Mycket låg 1,2. Generellt sett mer än enkel sugmuddring 2 Homogena massor; sand, silt, lera 2 0,5 ca 15 m 2 Känslig för sten, skrot och stora föremål 2, 8 Ej lämplig för ojämn botten 2 28

ÖVRIGA HYDRAULISKA Mudderverk Vikt% fasta partiklar Produktionshastighet Precision Återsuspendering Sedimenttyp Mudderdjup Övrigt Beror i hög grad på utformning och projekt 1. Mer än Grus, sand, Ner till 15 enkel silt, lera. 20 m. sugmuddring men Klarar Minimum 1 mindre än relativt hårda mekanisk sediment 1, 2 m 2 muddring 2 Cutterhead 2 20 % 1, 2 50 400 m 3 /timme 2 +/- 15 cm vertikalt och horisontellt 2 Känslig för sten, skrot och stora föremål 2, 8 Inte lika känslig för ojämn botten som en horisontell auger 2 Disc cutter Screw impeller dredge Antas vara 10 30 % 2 Ingen uppgift (i.u.) Antas vara samma som för horisontell auger, 25 50 m 3 /timme 2 +/- 10 cm i vertikalt och +/- 15 cm i horisontellt 2 Mer än enkel sugmuddring men mindre än mekanisk muddring 2 Homogena massor; sand, silt, lera 2 Ner till 15 m. Minimum 1-2 m 2 i.u. i.u. i.u. i.u. i.u. i.u. Dykarstyrd 2 4 % 8 15 48 m 3 /timme 8 Mycket hög 8 Mycket låg 8 sugmuddring Som enkel 8 Frysmuddring MSA & MPF Tinade massor har högre innehåll av partiklar jämfört med innan muddring 12 i.u. Mycket hög 4, 5 Mycket låg 3 De flesta typer 4 Betydligt lägre än i.u. i.u. sugmuddring 6 i.u. Begränsas på samma sätt som i.u. i.u. vid sugmuddring 6 Har använts på 125 m 5 Känslig för sten, skrot och stora föremål 2, 8 Särskilt lämplig för trånga utrymmen. Känslig för sten, skrot och stora föremål 8 Skräp och stora föremål kan innebära problem då kylelementen förs ner i sedimentet 4 29

SPECIALUTFORMADE Mudderverk Pixy Eddy pump Vikt% fasta partiklar Produktionshastighet Precision Återsuspendering Sedimenttyp Mudderdjup Övrigt Alla Större föremål kornstorlekar kan behöva < 20 cm. 3 15 m. avlägsnas innan Mycket låg 10 Konsistens Skulle kunna 10 från lös till muddra mycket djupare 10 kompakt (<100 kpa) 10 +/- 5 cm vertikalt Tillför 20 % extra vatten 10 Ca 200 m 3 /timme 10 och +/- 10 cm horisontellt 70 %, lägre om munstycket flyttas mycket 1 Pneuma 25-80 % 1 40 2 000m 3 /timme 11 230m 3 /timme 1 i.u. Mycket låg 1 Lösa material 1 1 30 m 1 Klarar av att muddra skräpiga sediment 1 +/- 30 cm vertikalt och +/- 1 cm horisontellt 1 Ingen 1, 11 Löst konsoliderad silt och lera 1 0 200 m 11 Skräp täpper till pumpen vilket ökar återsuspensionen 1 Oozer 25-80 % 1 250 600 m 3 /timme 1 +/- 30 cm vertikalt och +/- 1 cm horisontellt 1 Mycket låg 1 Löst konsoliderad silt och lera 1 0 50 m 1 Skräp täpper till pumpen vilket ökar återsuspensionen 1 +/- 30 cm vertikalt Airlift 25 40 % 1 45 m 3 /timme 1 och +/- 0,25 cm Mycket låg 1 Sand, silt och horisontellt 1 lera 1 6 m och djupare 1 Amphibex dredge 45 % 1 70 m 3 /timme (sand) 1, 75 m 3 /timme (slam) 1 i.u. i.u. Alla typer 1 0,5 6, 5 m 1 30

SPECIALUTFORMADE Mudderverk Waterless dredge Vikt% fasta partiklar Produktionshastighet Precision Återsuspendering Sedimenttyp Mudderdjup Övrigt i.u. i.u. i.u. i.u. i.u. i.u. i.u. Clean-up dredge 30 40 % 1 380 1 500 m 3 /timme 1 +/- 30 cm vertikalt och +/- 1 cm horisontellt 1 Bara då pumpen startas och stannas och då riktning ändras 1 Mjuk sand, gyttja och siltig lera 1 1 24 m 1 Refresher System 30 40 % 1 50 990 m 3 /timme 1 och +/- 1 cm +/- 30 cm vertikalt horisontellt 1 Mindre än en vanlig cutterhead 1 Alla typer 1 1 35 m 1 I två olika projekt ökade återsuspensionen fyra till fem gånger då hastigheten fördubblades 1 Matchbox dredge Mycket låg 1 5 15 % 1 18-60 m 3 /timme 1 och +/- 1 cm +/- 30 cm vertikalt horisontellt 1 Konsoliderad silt, lös sand 1 Skräp kan täppa 1 26 m 1 till pumpen 1 1 Feyerherm & Wardlaw, 2001; 2 Laugesen & Nygård, 2008; 3 Naturvårdsverket, 2010; 4 Knutsson & Rostmark, 2004; 5 Miljönytta, 2011; 6 Elander, 2011; 7 DEC, 2011; 8 Palermo et al., 2008; 9 Royal Boskalis Westminster N.V., u.å.; 10 Pensaert, personlig kommunikation, 2012; 11 Pneuma S.R.L., u.å.; 12 Carlsson, 2004; 13 Klingström, personlig kommunikation, 2012. Tabell 2: Översikt av mudderverk och ett urval av styrande egenskaper beträffande val av mudderverk. 31

3.8 Exempel För att tydliggöra den information om mudderverk som presenterats i rapporten ges nedan ett antal exempel. Fem scenarion med olika sedimentförhållanden beskrivs och för varje scenario görs ett val av mudderverk baserat på i rapporten tillgänglig information. Scenario 1: Lösa, leriga massor utan stora föremål. I detta fall är det tänkbart att ett enkelt sugmudderverk är mest lämpligt att använda. Detta p.g.a. att tekniken medför en lägre återsuspension jämfört med de flesta andra mudderverk samt fungerar väl i lösa sediment. Eftersom hydrauliska mudderverk i allmänhet är känsliga för skräp och större föremål innebär avsaknaden av dessa goda förutsättningar för att använda ett enkelt sugmudderverk. Om området är väldigt trångt och svåråtkomligt är en dykarstyrd pump ett bra alternativ. Dykarstyrda pumpar kan manövreras med stor precision och går att använda i små utrymmen. Ytterligare ett alternativ är en Pneuma pump. Om djupet är större än vad ett enkelt sugmudderverk klarar av eller om en hög vatteninblandning utgör ett stort problem kan Pneuma pumpen vara värd att överväga. Pneuma pumpen uppges klara av att muddra ner till 200 m djup och innehållet av fasta partiklar kan vara så högt som 80 90 %. Scenario 2: Mjuka massor bestående av lera och sand, viss förekomst av större föremål. Jämn botten. Under ovanstående förhållanden är en horisontell auger ett lämpligt alternativ. Jämfört med ett mekaniskt mudderverk bör hydraulisk teknik i detta fall leda till en mindre mängd återsuspenderat sediment. Om föremålen inte är för stora eller för många kan det galler som ofta finns monterat på denna typ av mudderverk vara tillräckligt för att undvika problem. En horisontell auger är inte anpassad för muddring på ojämna bottnar, därför är en jämn botten i stort sett en förutsättning för att använda denna typ av mudderverk. Scenario 3: Relativt kompakta leriga massor, viss förekomst av träd eller andra stora föremål. Ojämn botten. I detta fall är en cutterhead att föredra framför en horisontell auger. Munstycket kan lyftas för att undvika föremål på botten. Vidare klarar ett mudderverk av typen cutterhead att muddra hårdare sediment och är dessutom mindre känslig för en ojämn botten jämfört med en horisontell auger. Scenario 4: Starkt förorenade massor. Liten volym som förekommer i ett tunt lager. Viss förekomst av större föremål. Här är frysmuddring en teknik som bör övervägas. Eftersom föroreningarna förekommer i ett tunt lager kan andra tekniker så som mekanisk och hydraulisk muddring leda till en hög inblandning av rena sediment eller en onödigt hög inblandning av vatten. Frysmuddring medför en mycket liten återsuspension och eftersom massorna i detta fall är starkt förorenade är ett lågt sedimentspill särskilt viktigt. På grund av att volymen sediment som ska muddras i detta fall är liten kan tekniken vara ett ekonomiskt gångbart alternativ. Scenario 5: Sandiga, grusiga massor med hög inblandning av större stenar. På grund av inblandningen av stenar är en sluten gripskopa (miljöskopa) det bästa alternativet. Stora föremål kan fastna i eller förstöra hydrauliska mudderverk. Förekomsten av större föremål kan även leda till en förhöjd återsuspension då de flyttas runt på bottnen av det hydrauliska munstycket. Att materialet är sandigt, grusigt bör innebära att den återsuspension som skopans kontakt med sedimenten resulterar i blir mindre jämfört med om materialet hade haft ett högt innehåll av mer finkorniga partiklar. 32

4 Begränsningsåtgärder Att begränsa återsuspensionen samt påföljande partikelspridning är det överlägset viktigaste sättet att minska de negativa miljöeffekter som kan uppkomma vid muddring. Såväl grumling som föroreningsspridning är direkt kopplade till graden av återsuspendering och partikelspridning (Naturvårdsverket, 2003; Palermo et al., 2008). Begränsningsåtgärder kan delas in i två grupper: operativa och konstruerade. Operativa åtgärder kan sägas vara de som maskinoperatören kan vidta eller som rör det praktiska genomförandet, exempelvis ändring av den hastighet som skopan manövreras med eller vilken typ av mudderverk som används. Med konstruerade begränsningsåtgärder menas de åtgärder som kräver någon form av fysisk konstruktion eller modifikation av mudderverket, exempelvis skärmar på mudderverket eller siltgardiner runt muddringsområdet (Palermo et al., 2008). Att tillämpa begränsningsåtgärder kan vara kostsamt och kan på ett betydande sätt reducera muddringens produktionshastighet och effektivitet. Vidare kan en felaktig användning av åtgärderna ha direkt negativa effekter på projektet och miljön, exempelvis i form av ökad återsuspension eller en ökning av den tid som krävs för att slutföra projektet. Nivån på och utformningen av de begränsningsåtgärder som krävs bestäms av förhållandena på platsen (Palermo et al., 2008). Därför bör begränsningsåtgärder endast vidtas då det finns ett tydligt behov av dem, inte bara för att det är möjligt att implementera dem (USEPA, 2005). Det finns en skillnad i hur de olika typerna av åtgärder är verksamma. Operativa åtgärder kan framför allt leda till en reducering av den mängd sediment som återsuspenderas medan de konstruerade åtgärderna i huvudsak syftar till att kontrollera och minska spridningen av den återsuspension som uppstår. Förutom de åtgärder som kan vidtas för att minska återsuspensionen och partikelspridningen bör nämnas att det är möjligt att minska effekterna av muddring i förorenade sediment även på annat sätt. Djur och växters känslighet för negativ påverkan varierar under året. Med hänsyn till när betydelsefulla arter är särskilt känsliga går det att utföra muddringen under perioder, s.k. tidsfönster (environmental windows), då konsekvenserna av ingreppet kan bli mindre allvarliga (Burton et al., 2008; Naturvårdsverket, 2009). Burton et al (2008) beskriver hur sådana tidsfönster kan tas fram. Ytterligare en åtgärd som syftar till att minska effekterna av uppkommen återsuspension och partikelspridning är att använda sig av gränsvärden för turbiditet som om de överskrids medför krav på att muddringen stoppas tillfälligt. Arbetena får sen inte återupptas innan mätningar visar på turbiditetsnivåer under föreskrivna gränsvärden (Jakobsson, 2004). 4.1 Operativa åtgärder Vad gäller operativa åtgärder är val av mudderverk den huvudsakliga. Här innefattas även storleken på verket samt andra projektspecifika anpassningar av utrustningen som eventuellt görs (Palermo et al., 2008). Exempel på andra operativa begränsningsåtgärder som kan vidtas i syfte att minska återsuspensionen är (Palermo et al., 2008; USEPA, 2005): 33

Minskning av skopans hastighet. Speciellt viktigt är den hastighet med vilken skopan träffar och lämnar sedimentytan, något som i hög grad påverkar storleken på återsuspensionen. Minskning av hastigheten som mudderverket framskrider med. En reducering av de tillfällen när skopan går för djupt ner i sedimentet. Detta kan exempelvis leda till att sediment hamnar på ovansidan av skopan för att sen falla av när skopan lyfts upp. Justering av: djupet i sedimentet som sugmuddermunstycket framförs på, hastigheten med vilken mudderverkets arm rör sig, rotationshastigheten på cuttermunstycket. Rengöring av skopan i en speciell tank mellan varje grävning. En förflyttningsriktning av mudderverket uppströms till nedströms. Anpassning av storleken på bogserbåtar och annan associerad utrustning. Det finns mycket lite mätdata om den inverkan på återsuspensionen som dessa åtgärder har haft i olika projekt. Därmed saknas utvärdering av effektiviteten hos redovisade metoder (Palermo et al., 2008). Bridges et al. (2008) betonar att förhållandet mellan ovan nämnda faktorer och storleken på återsuspensionen inte är fullständigt klarlagt. Enligt USEPA (2005) har maskinföraren emellertid en mycket stor potential att påverka graden av återsuspension och Feyerherm & Wardlaw (2001) menar att maskinföraren har nästan lika stor betydelse för den resulterande återsuspensionen som valet av mudderverk. Analyser av tidigare nämnda studier av Johnson och Parchure (2000), Nakai (1978), Pennekamp et al. 1996, och Hayes och Wu (2001) (avsnitt 3.5) visar att både typ av mudderverk och arbetssätt påverkar graden av återsuspension för en given typ av sediment och en given uppsättning platsförhållanden (Palermo et al., 2008). Slutligen framhåller Palermo et al. (2008) att det kan vara svårt även för mycket erfarna mudderverksoperatörer att identifiera optimal hastighet och metod för en specifik situation. 4.2 Konstruerade åtgärder För att minska spridningen av återsuspenderat sediment används olika typer av barriärer som placeras runt platsen för muddringen. Under gynnsamma förhållanden begränsar dessa barriärer arealen på det området som partiklarna och därmed associerade föroreningar sprids till (USEPA, 2005). Exempel på barriärer som används för att begränsa partikelspridning vid muddring är (Palermo et al., 2008): Siltgardiner Siltskärmar Sponter Bubbelgardiner Viktigt att ha i åtanke är att montering av alla typer av barriärer resulterar i någon grad av återsuspension (Palermo et al., 2008). 4.2.1 Siltgardiner/skärmar Siltgardiner/skärmar är kanske den mest välkända metoden för att begränsa spridningen av partiklar i samband med muddring (Palermo et al., 2008). Termerna siltgardin, siltskärm, miljöskärm och ibland turbiditetsgardin används omväxlande men det finns grundläggande 34

skillnader. Gardiner är gjorda av ogenomsläppligt material och syftar till att stänga av vattenflödet mellan det inhägnade området och det omgivande vattnet. Skärmar är tillverkade av syntetiska geotextilier som släpper igenom vatten men håller kvar en stor del av de suspenderade partiklarna (USEPA, 2005). Ofta används emellertid termen siltgardin för både genomsläppliga och ogenomsläppliga barriärer (Palermo et al., 2008; USEPA, 2005). Konstruktion och funktion Siltgardiner och siltskärmar är barriärer som kan antingen vara flexibla och hänga ner från vattenytan ner mot botten (USEPA, 2005) eller vara utformade med materialet sträckt över en ram som står i vattnet (Francingues, 2006). Beroende på längd och montering kan barriärerna användas för att begränsa spridningen i hela eller delar av vattenpelaren (Palermo et al., 2008). Eftersom siltgardiner är tillverkade av ogenomsläppligt material används de oftast inte längs hela vattenkolumnen utan lämnar ett visst utrymme ner till botten. Detta för att de inte ska påverkas för mycket av strömmar. Siltskärmar är permeabla och kan därför monteras så att de sträcker sig hela vägen från ytan ner till botten (Anchor Environmental, 2003). Båda teknikerna använder sig av ett antal flytanordningar (länsar) på ytan och antingen en ballastkedja eller ankare på botten (Naturvårdsverket, 2010; Palermo et al., 2008), se figur 17. Länsen förhindrar att uppflytande växtmaterial och liknande sprids utanför avgränsningen och fungerar även som en barriär för oljeföroreningar (Naturvårdsverket, 2010). I de fall siltskärmar tillämpas rekommenderar Naturvårdsverket (2010) att dubbla länsar med geotextilier används. Avståndet skall vara sådant att de dels utgör en dubbel barriär för partikelspridningen, dels fungerar som en reservanordning om en av dem förstörs. 35

Figur 17: Principskiss över en siltgardin/siltskärm (JBF Scientific Corporation (1978). Effektivitet Effektiviteten av siltgardiner/skärmar styrs i första hand av platsens hydrodynamiska förutsättningar. Förhållanden som negativt påverkar effektiviteten är bland annat (Anchor Environmental, 2003; Francingues & Palermo, 2005; USEPA, 2005): Starka strömmar Starka vindar Vattenståndsvariationer Mycket höga vågor Drivande is och skräp Förflyttning av utrustning in och ut från det inhägnade området Strömmar med större hastigheter än 1-1,5 knop (~ 0,5 0,8 m/s) kräver komplicerade och ofta dyra varianter av siltgardiner. Likaså innebär djupare vatten än 3 4,5 meter stora påfrestningar på utrustningen (Palermo et al., 2008). Eftersom siltskärmar tillverkas av genomsläppligt material tål de starkare strömmar än vad siltgardiner gör (Anchor Environmental, 2003). Generellt sett är siltgardiner/skärmar mest effektiva i relativt grunda och lugna vatten. Med ökande vattendjup och turbulens blir det allt svårare att avskilja muddringsområdet från omgivande vatten. Hur väl siltgardiner/skärmar begränsar partikelspridningen påverkas även av mängden och karaktären på de suspenderade partiklarna, gardinens/skärmens utformning och skick samt hur den är förankrad (USEPA, 36

2005; JBF Scientific Corp., 1978). Figur 18 visar en siltgardin/siltskärm som utsätts för starka strömmar. Figur 18: Siltgardin eller siltskärm som utsätts för starka strömmar (Laugesen & Nygård, 2008). Siltgardiner/skärmar har använts i många olika projekt med varierande framgång. Likartad utformning av utrustning har både lyckats och misslyckats med att begränsa partikelspridningen (Palermo et al., 2008). Ett exempel på när metoden lyckades är då det muddrades i hamnen i Halifax, Canada. Mätningar visade att halten suspenderat material gick ner från 400 mg/l innanför avskärmningarna, till 5 mg/l utanför (USEPA, 1994). Det saknas dock utförliga projektrapporter som innehåller tillräckligt med information för att kunna utvärdera effektiviteten av siltgardiner/skärmar. Det har också publicerats få omfattande studier där resultatet av att använda siltgardiner/skärmar under olika förhållanden har utvärderats. Vidare krävs fler studier som undersöker hur barriärerna fungerar under svåra förhållanden, d.v.s. starka strömmar, starka vindar och höga vågor. Av intresse är även de kostnadsökningar som kan medfölja (Francingues & Palermo, 2005). Problem Användningen av siltgardiner/skärmar blir problematisk när det finns fartygstrafik i området på grund av att barriärerna då måste öppnas och stängas. Detta medför en borttransport av suspenderat material. Det kan även leda till att gardinerna/skärmarna förstörs, på grund av den mekaniska belastningen (Laugesen & Nygård, 2008). Med hänsyn till detta kan därför siltgardiner/skärmar vara olämpliga att använda i hamnar (Laugesen, personlig kommunikation, 2012; Bank, personlig kommunikation, 2012; Anchor Environmental, 2003). En ytterligare komplikation vad gäller siltskärmar är att de täpps igen av det finpartikulära material som de syftar till att stoppa, därmed får vattnet svårigheter att passera igenom duken. Dessutom bildas påväxt på siltskärmen. Sammantaget leder detta till att permeabiliteten minskar, skärmen ökar i vikt och riskerar att sjunka samt förlorar sin funktion. Det är viktigt att siltskärmar övervakas noggrant och byts ut när de inte längre fungerar tillfredsställande (Laugesen & Nygård, 2008). 37

Under vissa förhållanden kan det vara mer lämpligt att istället fokusera på en optimering av arbetsprocesserna, d.v.s. identifiera passande operativa åtgärder. Detta kan innebära en bättre kontroll av återsuspensionen än fysiska barriärer (Palermo et al., 2008). Palermo et al. (2008) menar att användningen av siltgardiner/skärmar till och med kan leda till en ökning av återsuspensionen; genom att maskinoperatören invaggas i en slags falsk säkerhet eftersom muddringen sker i ett inhägnat område. Detta skulle kunna orsaka att muddringen utförs med högre hastighet och mindre försiktighet. Ett alternativ till att hägna in muddringsområdet kan vara att istället isolera särskilt värdefulla områden (USEPA, 1994; Laugesen & Nygård, 2008). På så sätt kan det vara möjligt att uppnå nödvändigt skydd för känsliga områden med en mindre påverkan (exempelvis gällande tidsåtgång) på själva muddringsoperationen (Palermo et al., 2008). Francingues & Palermo (2005) betonar att siltgardiner/skärmar inte är en åtgärd som går att överföra direkt från ett projekt till ett annat. Det är en högst specialiserad anordning, vars utformning och användning bör baseras på noggrann kännedom om platsen där den skall användas (Francingues & Palermo, 2005). Användning av siltskärmar vid sanering av Örserumsviken Användningen av siltskärmar kan som tidigare nämnts vara problematiskt och det krävs att utrustningen designas med aktuell plats och förutsättningar i åtanke. Vid saneringen i Örserumsviken uppstod ett antal problem och skärmarna var tvungna att modifieras vid flera tillfällen. Bland annat uppkom problem med skärmarnas flytförmåga och bottenförankringen; dukens överdel sjönk vid lägre vindhastighet än den föreskrivna och dessutom var den inte tillräckligt tät mot botten. Delar av skärmens bottenförankring lossnade till slut och fiberduken brast på ett ställe. Därefter utfördes omfattande förstärkningar av konstruktionen och kontroller genomfördes regelbundet. Efter ett vinteruppehåll besiktades skärmen med hjälp av dykare; skärmen var skadad dels vid bottenförankringarna och dels i tidigare reparerade skarvar. Följaktligen beslutade sig entreprenören för att låta konstruera en helt ny skyddsskärm. Efteråt fungerade skärmen i stort sett bra. Dock var det problematiskt att justera skärmen så att fartyg kunde passera utan problem (Empirikon, 2007). Användning av siltskärmar vid sanering av Järnsjön Då Järnsjön i Emåns vattensystem sanerades 1993 och 1994 muddrades 150 000m 3 sediment med ett innehåll av närmare 394 kg PCB. För att beräkna storleken på det sedimentspill som skulle kunna uppkomma samt spridningen av PCB gjordes provmuddringar innan produktionsmuddringen inleddes. Det befarades att upp till 5 kg PCB skulle läcka ut till Emån och att koncentrationerna i vattendraget skulle kunna stiga till upp mot 70 ng/l. Resultatet blev en PCB avgång på cirka 2,3 kg och en högsta PCB halt i vattendraget på cirka 30 ng/l. Förklaringar som ges i projektets slutrapport är att mudderverket orsakade mindre återsuspension än beräknat och att de geotextilskärmar som användes var mer effektiva än vad som hade förutsetts. Muddringen blev även mindre intensiv än planerat, den genomfördes under två säsonger istället för en. Medelhalten av PCB innanför siltskärmen var 64,5ng/L vilket är nästan sju gånger högre än medelhalten i sjön utanför skärmen. Sedimentspillet uppskattades till betydligt mindre än 0,5 % (Naturvårdsverket, 1999). 4.2.2 Sponter Sponter har i vissa fall använts i mudderprojekt, exempelvis då det förekommer mycket starka strömmar (Palermo et al., 2008). Sponter avskärmar effektivt ett vattenområde och kan vara tillverkade av stål eller, vid begränsade vattendjup, trä. Numera finns även sponter av plast som är specifikt utformade för att fungera som täta barriärer för förorenade områden (Elander, 2004). Metoden kan vara värd att överväga då det är nödvändigt att muddra i sediment som 38

innehåller mycket mobila, toxiska eller bioackumulerbara föroreningar och när det är tveksamt om siltgardiner/skärmar kommer att ha någon effekt. Sponter kan också användas för att skydda siltgardiner/skärmar från starka strömmar (Palermo et al., 2008). Till fördelarna hör att sponter kan återanvändas och att de oftast är enkla att förankra (Elander, 2004; Naturvårdsverket, 2010). Nackdelarna är förhållandevis höga kostnader, omrörning vid montering samt att fartygstrafik förhindras (Naturvårdsverket, 2003). 4.2.3 Bubbelgardiner Konstruktion och funktion I en rapport om ett pilotförsök i Trondheim hamn, där effektiviteten av bubbelgardiner som spridningsbarriär undersöktes, beskriver Laugesen (2006) hur en bubbelgardin är uppbyggd. Konstruktionen som genererar bubbelgardinen består av ett system av perforerade rör som placeras på botten. När komprimerad luft förs in i rören bildas en luftström, en plym av bubblor, som sträcker sig från rören upp till vattenytan. Denna bubbelplym utgör gardinen. Se figur 19 för en principskiss av en bubbelgardin. Plymen kommer att öka i bredd från botten och upp. I luftströmmens centrum kommer hastigheten att vara som högst (velocity profile) och densiteten som lägst (density profile). Precis innan plymen når vattenytan kommer bubblorna sprida sig horisontellt och bilda en ytström (surface flow). En lätt höjning av vattenytan kommer att ske precis vid mitten av plymen (fountain) (Laugesen, 2006), se figur 20. Figur 19: Principskiss över en bubbelgardin (Friedl, 1998). 39

Figur 20: Vattenytan ovanför en bubbelgardin (Laugesen, 2006). Laugesen (2006) skriver vidare att när partiklar närmar sig bubbelgardinen kommer en del av de tyngsta att sjunka eftersom densiteten i vattnet minskar, på grund av det stora luftinnehållet. De mindre partiklarna kommer att lyftas upp och sprida sig till båda sidor. Om endast ett rör används kommer teoretiskt sett halva mängden av de partiklarna som lyfts upp att passera genom bubbelgardinen och halva mängden kommer att transporteras tillbaka i inhägnaden. I pilotförsöket i Trondheim hamn användes två rör. Rören lades parallellt på 1, 5 m avstånd från varandra. Tanken var att kunna hålla tillbaka en större del av partiklarna. Teorin bakom att använda två rör är att det mellan de två luftströmmarna bildas en lugn zon, där partiklarna kan sjunka till botten (Laugesen, 2006). Bubbelgardiner kan även designas på så sätt att de inte utestänger partiklar men istället ökar strömningshastigheten inuti det inhägnade området vilket syftar till att minska sedimentationen (Air Guard). Ytterligare användningsområden inkluderar: förhindra blandning av söt- och saltvatten, öka inblandningen av syre i vattnet, stoppa spridningen av oljespill, förhindra isbildning samt en reduktion av tryckvågen vid undervattenssprängningar (Ree, 2011). Effektivitet Det genomfördes försök i fält vid tre olika tillfällen under pilotprojektet i Trondheim hamn. Resultaten i rapporten är i huvudsak baserade på det tredje och sista försöket, p.g.a. en förbättrad försöksdesign. Vattendjupet på aktuell plats är ca 5, 5 meter och genomsnittlig tidvattenvariation är 1, 8 meter (max är 3, 2 meter). Ett område inhägnades med siltgardin och bubbelgardin (figur 21). 40

Figur 21: Skiss av inhägnat område vid utvärdering av bubbelgardin under pilotprojektet i Trondheims hamn. Krysset markerar platsen där cementen dumpades i vattnet (Laugesen, 2006). Syftet med siltgardinen var att leda strömmen av suspenderat material mot bubbelgardinen och att förhindra att det spreds utanför testområdet. Sedimentplymen genererades genom att torr cement dumpades i vattnet från en båt i testområdet. En slurry bildades i vattnet, uppvirvling och spridning utfördes med hjälp av propellern på båten. Det återsuspenderade sedimentet observerades visuellt och registrerades även med en turbiditetsmätare. Det gick inte att dra några tydliga slutsatser från turbiditetsmätningarna men de indikerar att bubbelgardiner reducerade partikelspridningen till viss del. Slutsatsen från försöket var att det är sannolikt att bubbelgardiner kan utvecklas till en väl fungerande begränsningsåtgärd vid muddring av förorenade sediment. Metoden är speciellt lämplig i hamnar där fartygstrafiken måste kunna upprätthållas (Laugesen, 2006). Bubbelgardiner har även testats på andra platser runt om i världen. Laugesen (2006) beskriver två projekt. Det första är hamnen i New Jersey, USA där bubbelgardiner användes för att utestänga partiklar och minska sedimentationen i en hamnbassäng. Beräkningar tydde på att sedimentationen minskade med 20 50 %. Ytterligare erfarenheter finns från St. Lawrence River i USA där muddring av förorenade sediment utfördes innanför en yttre barriär av spont med ett system av siltgardiner/siltskärmar och bubbelgardiner på insidan. Bubbelgardinerna monterades i öppningarna mellan siltgardinerna för att muddringsfartyg och pråmar skulle kunna förflytta sig mellan de olika områdena utan att öka spridningen av återsuspenderat sediment. Bubbelgardinerna fungerade dock inte tillfredsställande (Laugesen, 2006). Anledningen var troligtvis att bubbelgardinerna var felaktigt utformade. Hålen gick hela vägen runt rören istället för att endast peka rakt upp (Francingues, 2006) Bubbelgardiner användes också i ett miljömuddringsprojekt i Kinnickinnic floden, Wisconsin i USA. Där drogs slutsatsen att bubbelgardinerna hade varit effektiva. Data visade att turbiditetsnivåerna nedströms muddringen och bubbelgardinen konstant låg på lägre nivåer än 41

uppströms muddringen. Dessutom krävdes mycket litet underhåll av utrustningen (Stryker et al., 2009). Vad gäller de förhållanden som påverkar bubbelgardinernas effektivitet har det inte varit möjligt att hitta mycket material. I en tidningsartikel av Ree (2011) beskrivs ett försök i Trondheim, Norge där förmågan hos en bubbelgardin att stoppa spridningen av olja vid olika starka strömmar undersöktes. Bubbelgardinen klarade av strömmar på upp till 0,7 m/s. Ansvariga för projektet menar att det inte finns någon begränsning för hur starka strömmar teknologin kan hantera. Ju mer komprimerad luft som släpps ut genom rören desto mer ström klarar tekniken. För att dubbla effekten i förhållande till strömmen verkar det krävas en åttadubbling av mängden komprimerad luft. Begränsningen ligger därför hos kompressorerna och deras effektivitet (Ree, 2011). Problem Ett problem som noterats med användningen av bubbelgardiner är att det är svårt att få röret att sluta tätt mot ojämna bottnar. Det innebär att bottensediment kan passera under rören. Vidare är bubbelgardinens effekt relativt svag precis ovanför röret. Troligen betyder det att när muddring sker i närheten bubbelgardinen kommer suspenderat material kunna passera genom bubbelgardinen. En lösning på dessa problem kan vara att kombinera metoden med någon slags gardin som sluter tätt mot botten och sträcker sig till en sådan höjd att fartygstrafiken inte hindras (Laugesen, 2006). Laugesen skriver att utformningen och konstruktionen av bubbelgardiner bör utvecklas vidare och noga utvärderas. De delar som fokus bör ligga på är: avståndet mellan rören, mindre lufthål, lufttryckets betydelse och flera parallella rör. Dock bör fler än två parallella rör inte testas innan det finns resultat från försök där de tre övriga faktorerna har varierats och utvärderats (Laugesen, 2006). 4.2.4 Kombinationer Som beskrivits i avsnittet ovan är det möjligt att kombinera de olika barriärerna. Precis som i exemplet från St. Lawrence River är ett alternativ att huvuddelen av inhägnaden görs med siltgardiner eller siltskärmar och att bubbelgardiner används för att möjliggöra enkel in- och uttransport av fartyg. 4.2.5 Sammanfattning I tabell 3 ges en sammanfattning av fördelarna och nackdelarna med de olika typer av skyddsbarriärer som har diskuterats i rapporten. 42

Siltskärmar/ Siltgardiner Sponter Bubbelgardiner Fördelar Välkänd och lättillgänglig teknik 5. Siltskärmar 5, 8, 9, 10 Kan fungera mycket väl Avskärmar effektivt ett vattenområde. Går att återvända. Oftast enkla att förankra 4 Potential att bli effektiv. Hindrar inte fartygstrafik. Genererar inga restprodukter. Kan i princip tas upp och förvaras till nästa användning 1. Tål starka strömmar både gällande effektivitet och underhåll 6, 7 Nackdelar är förorenade efter användning och kan vanligtvis inte användas igen. Olämpliga att använda i starka strömmar 2. Måste öppnas och stängas vid fartygstrafik. Kan gå sönder 1 Relativt dyra. Omrörning av sediment sker vid montering. Hinder för fartygstrafik 3 Kräver en konstant energikälla. Luftkompressorn kan vara bullrig. Vid extremt höga flöden kan effektiviteten begränsas 7. Ännu ej färdigutvecklade, kräver fler än ett rör för att vara tillräckligt effektiva 1 1 Laugesen, 2006; 2 Laugesen & Nygård, 2008; 3 Naturvårdsverket, 2003; 4 Naturvårdsverket, 2010; 5 Palermo et al., 2008; 6 Ree, 2011; 7 Stryker, 2009; 8 USEPA, 1994; 9 Empirikon, 2007, 10 Naturvårdsverket, 1999. Tabell 3: Sammanfattning av fördelar och nackdelar med de olika typer av skyddsbarriärer som diskuteras i rapporten. 4.3 Övriga åtgärder för reducering av föroreningsspridning Eftersom föroreningar i allmänhet är bundna till finpartikulärt material är minimering av återsuspensionen samt inneslutning av suspenderade partiklar det viktigaste sättet att kontrollera föroreningsspridningen totalt sett (Naturvårdsverket, 2003). Vad gäller lättflyktiga föroreningar samt oljor och flytande föroreningar kan dock ytterligare åtgärder krävas (Palermo et al., 2008). 4.3.1 Lättflyktiga föroreningar Vad gäller kontroll av utsläpp av lättflyktiga föroreningar vid muddring är erfarenheten begränsad. Palermo et al. (2008) menar att även i detta fall bör en minskad återsuspension och transport av partiklar vara ett första steg. Förutom redan nämnda operativa och konstruerade begränsningsåtgärder kan ytterligare åtgärder vara (Palermo et al., 2008): Muddringen under så svala/kalla förhållanden som möjligt, för att minska mängden föroreningar som förflyktigas. I första hand använda hydrauliska muddermetoder, för att minimera mängden föroreningar som når vattenytan. Barriärer som är specifikt utvecklade för att reducera mängden föroreningar som förflyktigas. Minska området runt muddringen som är inhägnat. Syftet är att minska ytan som potentiellt släpper ut flyktiga ämnen och därmed mängden flyktiga ämnen som släpps ut. 43

4.3.2 Oljor och flytande föroreningar Vid de tillfällen då det finns risk för att muddringen resulterar i utsläpp av oljor eller andra flytande föroreningar (exempelvis LNAPL, light non-aqueous-phase liquids) kan länsar användas. Dessa kan kompletteras med oljeabsorberande material, exempelvis polypropylen mattor (USEPA, 1994). Länsar kan emellertid inte hålla kvar den vattenlösliga delen av flytande föroreningar, exempelvis PAH från oljor (USEPA, 2005). 4.4 Hantering av mudderrester Som tidigare nämnts (avsnitt 2.5) är det inte möjligt för någon saneringsteknik att fullständigt avlägsna allt förorenat sediment. Förekomsten av mudderrester kan även bero på att önskad bottennivå har uppnåtts vid underhålls- eller anläggningsmuddring. Det kommer sannolikt alltid finnas en viss mängd förorenat sediment kvar på platsen, möjligtvis också utanför det muddrade området. Nedan ges antal möjliga alternativ för att åtgärda problemet efter avslutad muddring (Palermo et al., 2008). 4.4.1 Övervakad naturlig återhämtning Åtgärden innebär att naturliga processer såsom sedimentation, omblandning och nedbrytning reducerar föroreningskoncentrationerna med tiden. Detta är aktuellt om koncentrationerna av förorening i mudderresterna är så pass låga att det är acceptabelt att låta dessa ligga kvar på platsen (Palermo et al., 2008). 4.4.2 Muddring i två steg Alternativet innebär att ett tunt lager sediment avlägsnas efter avslutad produktionsmuddring. Detta är rimligt vid de tillfällen då det endast skulle krävas få muddringsomgångar, en eller två, för att uppnå önskat resultat. Om det krävs att mudderverket går över platsen flera gånger kan åtgärden bli både kostsam och ineffektiv. Palermo et al. (2008) menar att ett enkelt sugmudderverk kan vara det mest lämpliga att använda, om förhållandena på platsen tillåter. Ett svenskt exempel på när detta kan bli aktuellt är saneringen av hamnbassängen i Oskarshamn där avslutande sugmuddring diskuteras som en åtgärd för att ta hand om mudderrester (Bank, personlig kommunikation, 2012; Mannheimer Swartling, 2011). 4.4.3 Ytterligare produktionsmuddring Om lagret av förorenat sediment är väldigt tjockt kan en ytterligare omgång med det reguljära mudderverket krävas (Palermo et al., 2008). 4.4.4 Övertäckning Ytterligare en åtgärd kan vara att täcka över mudderresterna. Det kan göras med ett lager rent sediment (Palermo et al., 2008) eller geotextil som sedan täcks med grövre material (Laugesen & Nygård, 2008; Naturvårdsverket, 2010; Palermo et al., 2008). 44

5 Diskussion 5.1 Frågeställningar Muddring av förorenade sediment påverkar miljön genom återsuspension och spridning av partiklar. Detta kan i sin tur leda till betydande grumling, vilket kan medföra effekter på vegetation och fauna. Ytterligare konsekvenser inkluderar en mer utspridd förekomst av föroreningar. Detta beror på att partikelbundna föroreningar sprids över ett större område, samt ett diffust utsläpp av föroreningar till luft och vatten. Utifrån litteraturunderlaget är det mycket svårt att identifiera de parametrar som har störst inverkan på sedimentspillets storlek samt efterföljande spridning av partiklar och föroreningar. Det verkar råda en osäkerhet om hur stor påverkan de olika faktorerna har och till vilken grad mängden återsuspenderat sediment varierar vid förändringar av diverse platsspecifika variabler. Det finns behov av vidare forskning och studier, både i laboratorium och i fält, för att bättre kunna förstå de processer och samband som är styrande. Det finns en mängd olika mudderverk som används för muddring av förorenade sediment. De vanligast förekommande är varianter av mekaniska eller hydrauliska mudderverk, med eller utan anpassningar för att bättre kunna uppfylla syftet med miljömuddring. Dessutom finns ett antal speciellt utformade mudderverk som utvecklats enkom för muddring av förorenade sediment. Generella kvantifieringar av storleken på sedimentspillet från respektive mudderverk görs svårligen, detta är något som måste utvärderas baserat på projektets förutsättningar och platsförhållanden. De begränsningsåtgärder som vidtas för att minimera partikel- och föroreningsspridningen består enligt litteraturunderlaget i huvudsak av fysiska barriärer, främst olika varianter av siltgardiner och siltskärmar. Bubbelgardiner är en teknik som fortfarande är i utvecklingsstadiet vad gäller dess användning som barriär vid muddring av förorenade sediment. Utöver konstruerade åtgärder kan även diverse operativa åtgärder vidtas för att optimera arbetsprocesserna med avseende på en minskad återsuspension av sediment. Det finns dock mycket lite information om hur framgångsrika de olika formerna av operativa åtgärder är för olika projekt. Under vilka förhållanden de olika mudderverken och begränsningsåtgärderna är lämpliga att använda går att beskriva relativt väl. Dock är det inte möjligt att utifrån endast denna kunskap identifiera den mest passande tekniken för ett specifikt projekt, det är alltför många projektoch platsspecifika variabler som påverkar. 5.2 Utvärdering av mudderverk En stor mängd plats- och projektspecifika förhållanden styr valet av mudderverk. Det är inte möjligt med litteraturunderlaget som grund att peka på ett fåtal faktorer som är eller bör vara mest styrande i valet av mudderverk. För varje projekt krävs att hänsyn tas till alla de faktorer som nämns i rapporten och att tillräckligt med information samlas in för att skapa en så fullständig bild som möjligt av de omständigheter som gäller för aktuellt projekt. Vid projektering är det därför viktigt att undersökningar avseende platsspecifika förutsättningar har utförts i tillräckligt stor omfattning. Ett flertal studier har gjorts för att jämföra graden av återsuspension mellan olika mudderverk. De utvärderade projekten inbegriper dock inte tillräckligt många olika scenarion vad gäller sedimentkaraktär och övriga plats- och projektförhållanden. Därför är det mycket svårt att 45

med enbart dessa studier som grund förutspå den resulterande mängden återsuspenderat sediment (Palermo et al., 2008). Det har även utvecklats matematiska modeller för att förutsäga graden av återsuspension vid ett specifikt projekt. Palermo et al. (2008) menar emellertid att metoderna har för många brister för att vara applicerbara på största delen av de muddringsprojekt som genomförs. Studier och erfarenheter från projekt tyder dock på att hydrauliska metoder generellt sett medför en lägre grad av återsuspension. Enligt Zappi & Hayes (1991) är det viktigt att inte för stor fokus läggs på att försöka identifiera den typ av mudderverk som leder till minst återsuspension eftersom det är alltför många andra faktorer som har stor tyngd vad gäller val av mudderverk. Därför är det rimligt att en ansträngning görs för att förbättra alla de tillgängliga typer av mudderverk som används för muddring av förorenade sediment. Även de anpassningar som kan göras för att öka lämpligheten under olika förhållanden bör undersökas och utvecklas vidare. 5.3 Vägen framåt Det är tydligt att det finns ett flertal kunskapsluckor vad gäller muddring av förorenade sediment. Exempelvis är de processer som styr graden av återsuspension inte till fullo klarlagda. Det finns en uppfattning om hur partiklarna återsuspenderas beroende på vilken typ av mudderverk som används, d.v.s. under vilka steg av muddringen det finns potential för att sediment ska introduceras i vattenkolumnen. Bridges et al. (2008) framhåller att det emellertid saknas vetskap om den relativa betydelsen av dessa mekanismer. En möjlig konsekvens av detta är att det därmed är det svårt att ta beslut om vilka operativa åtgärder som kan tänkas vara mest effektiva för att begränsa mängden sediment som återsuspenderas. Hur sedimentet introduceras och vilka av de olika stegen som ansvarar för den största mängden återsuspenderat sediment bör undersökas i kommande studier och projekt. Vidare osäkerheter finns gällande de fysiska egenskaperna hos de återsuspenderade sedimenten och var i vattenkolumnen de introduceras (Bridges et al., 2008). Detta har betydelse för utseendet på den resulterande sedimentplymen. Dessutom krävs en större förståelse för partikelstransporten i plymen samt efterföljande sedimentering för att bättre kunna hantera risker förknippade med exponering för partiklar och föroreningar (Bridges et al., 2008), exempelvis grumling och spridning av föroreningar. För att få en bättre uppfattning av storleken på utsläpp av vattenlösta föroreningar krävs fler fältstudier där koncentrationerna av både vattenlösta och partikulärt bundna föroreningar mäts omedelbart uppströms och nedströms pågående muddring. Även ytterligare studier i laboratorium krävs för att bättre kunna uppskatta mängden föroreningar som går i lösning vid muddring, exempelvis beträffande adsorptions-, absorptions- och desorptionshastigheter (Bridges et al., 2008). Laugesen (2008) framhåller TBT som en förorening vars beteende vid muddring bör undersökas särskilt noggrant. Effektiviteten av de begränsningsåtgärder som finns tillgängliga behöver utvärderas mer ingående. Det krävs fler fullskaliga studier i fält där graden av återsuspension samt spridning av partiklar med och utan begränsningsåtgärder jämförs och analyseras. Vad gäller konstruerade åtgärder behöver exempelvis siltgardiner och siltskärmar studeras ytterligare för att få en förbättrad kunskap om vilka faktorer som styr hur framgångrika de är. Det skulle vara av intresse med noggranna utvärderingar av de projekt där denna form av skyddsbarriär inte har fungerat tillfredsställande. Bättre kunskap om dessa omständigheter skulle kunna innebära en möjlighet att undvika onödiga kostnader i de fall siltgardiner/skärmar sannolikt inte är lämpliga. I vissa fall kan kanske besparingar av dessa slag skapa ekonomiskt utrymme 46

för en sänkning av produktionshastigheten, en faktor som omnämns på flera håll som betydande vad gäller resulterande återsuspension. Vidare beträffande fysiska barriärer beskrivs bubbelgardiner på flera håll som en teknik med stor potential. Den bör dock utvecklas ytterligare och Laugesen (2006) framför ett antal förslag på vad som bör prioriteras i det fortsatta arbetet. Det bör finnas en stor potential till minskad återsuspension och partikelspridning vid appliceringen av operativa begränsningsåtgärder. Dock har det genomförts för få fältstudier och projekt där detta har undersökts. Operativa åtgärder medför inte inköp av ytterligare utrustning och kan vara billigare än konstruerade åtgärder, i de fall de inte leder till alltför stor sänkning av produktionshastigheten. Det borde därför vara av intresse att studera operativa åtgärder vidare. En optimering av arbetsprocesserna med avseende på minskad återsuspension kan visa sig vara ett mycket kostnadseffektivt sätt att minska den miljöpåverkan som muddring av förorenade sediment kan medföra. I vissa projekt kanske det till och med är så att operativa åtgärder kan åstadkomma en större minskning av partikel- och föroreningsspridningen än vad som är möjligt med hjälp av fysiska barriärer. Enligt litteraturen kan även andra aktiviteter än själva muddringen vara en möjlig källa till återsuspenderat sediment. Troligtvis står dock dessa övriga aktiviteter, exempelvis bortforslingen av skräp och associerad fartygstrafik, i de allra flesta projekt för ett relativt litet bidrag till den totala återsuspensionen. Icke desto mindre bör dessa faktorer has i åtanke då miljökonsekvenserna av ett muddringsprojekt skall beskrivas. Vidare finns det förmodligen även potential att minska den mängd partiklar som återsuspenderas p.g.a. dessa aktiviteter. Något som nämns i litteraturen är en optimering av storleken på fartyg och annan utrustning. Det framkommer tydligt i litteraturen att det finns ett stort behov av uppföljning av de projekt som genomförs. Många av ovanstående frågor bör kunna besvaras och det torde finnas potential för att skapa bättre beslutsunderlag om fler muddringsprojekt analyseras med avseende på de bakomliggande orsakerna till den resulterande återsuspensionen och spridningen av partiklar och föroreningar. Beträffande de faktorer som särskilt bör beaktas vid utvärderingar av kommande projekt framhåller Bridges et al. (2010) sedimentens geotekniska egenskaper samt hur mudderverket fungerar och hur det har manövrerats. 47

6 Slutsatser Den miljöpåverkan som uppkommer p.g.a. muddring av förorenade sediment är relativt väl kartlagd och utgörs huvudsakligen av: grumling med effekter på vegetation och fauna samt spridning av föroreningar i partikulär och löst form. Det är inte möjligt utifrån litteraturunderlaget att identifiera ett fåtal parametrar som har störst betydelse för uppkomsten av återsuspenderat sediment. För muddring av förorenade sediment används i huvudsak olika varianter av hydrauliska och mekaniska mudderverk. Dessutom finns ett antal specialutformade mudderverk som är mer eller mindre beprövade. Beträffande storleken på återsuspensionen medför hydrauliska mudderverk vanligtvis en mindre risk. Det är emellertid inte möjligt att för specifika mudderverk definiera en generell grad av återsuspension. Det är inte lämpligt att basera valet av mudderverk på allmängiltiga beslutsunderlag, alltför många olika faktorer inverkar på vilken teknik som passar ett specifikt projekt bäst. Därmed krävs inför varje muddringsprojekt omfattande undersökningar av platsspecifika förutsättningar. För att begränsa partikel- och föroreningsspridningen finns olika former av barriärer att tillgå; siltgardiner och siltskärmar, sponter samt bubbelgardiner. Siltgardiner och skärmar används i många projekt världen över men framgången varierar. Bubbelgardiner är en ny teknik med potential men behöver utvecklas vidare. Operativa åtgärder kan vidtas för att minska mängden återsuspenderat sediment. Eftersom det saknas studier och utvärderingar är det emellertid inte möjligt att säga hur effektiva dessa åtgärder är. Det borde dock vara möjligt att optimera arbetsprocesserna och på så sätt uppnå en kostnadseffektiv reducering av återsuspensionen. Det finns en relativt god förståelse för när i muddringsprocessen sedimentet introduceras i vattenkolumnen, däremot saknas vetskap om den relativa betydelsen av dessa mekanismer. Det finns osäkerheter om hur stor del av föroreningarna som avgår i löst form p.g.a. omrörning, återsuspension och efterföljande spridning av partiklar. Resultaten från utförda muddringar varierar och det är oklart varför. För att kunna besvara de frågor som finns beträffande muddring av förorenade sediment krävs fler studier och grundligare uppföljningar av genomförda projekt. 48

Tackord Jag vill tacka min handledare Rodney Stevens, på avdelningen för Geovetenskaper på Göteborgs Universitet, som förutom granskning av rapporten och stöd under arbetets gång bidragit med intressanta tankar och tips. Ett stort tack till Ulf Johansson, min handledare på Norconsult AB, som kom med idén till projektet och som även gett mig många goda synpunkter, kommentarer och förslag. Tack också till Annika Blix och Andreas Johansson på Norconsult AB för hjälp och hänvisningar. Till sist vill jag framföra ett stort tack till alla som tagit sig tid att svara på mina frågor och bidragit med övrig information! 49

Referenser Anchor Environmental CA, L.P. (2003). Literature review of effects of resuspended sediments due to dredging operations. Hämtad från http://www.coastal.ca.gov/sediment/lit-resuspendedsediments.pdf Aurand, D & Mamantov A. (1982). Implementation of Innovative Dredging Techniques in the Chesapeake Bay Region. McLean, Virginia: The MITRE Corporation. Från http://www.epa.gov/nscep/index.html Battelle. (2008). Final Water Quality Summary Report, 2007 Remedial Dredging, Environmental Monitoring, Sampling and Analysis, New Bedford Harbor Superfund Site, New Bedford Harbor, Mass. Boston, MA: U.S. Army Corps of Engineers, New England District. Från http://www.epa.gov/region1/superfund/sites/newbedford/ 287534-2007-WQ-NBH-Report.pdf Blomqvist, S. (1982). Ekologiska bedömningsgrunder för muddring och muddertippning. Naturvårdsverket SNV pm 1613. Arlöv: Berlings. Bridges, T.S., Ells, S., Hayes, D., Mount, D., Nadeau, S., Palermo, M.,, Schroeder, P. (2008). The Four Rs of Environmental Dredging: Resuspension, Release, Residual, and Risk (ERDC/EL TR-08-4). Vicksburg, MS: U.S. Army Engineer Research and Development Center. Från http://el.erdc.usace.army.mil/elpubs/pdf/trel08-4.pdf Bridges, T.S., Gustavson, K.E., Schroeder, P., Ells, S. J., Hayes, D., Nadeau, S. C.,, Patmont, C. (2010). Dredging Processes and Remedy Effectiveness: Relationship to the 4 Rs of Environmental Dredging. Integrated Environmental Assessment and Management, 4 (4), 619 630. Burton, C.S., Kim, J., Clarke, D.G., Linkov, I. (2008). A risk-informed decision framework for setting environmental windows for dredging projects. Science of the total environment, 403, 1 11. doi:10.1016/j.scitotenv.2008.04.055 Carlsson, B. (2004). Preliminär åtgärdsutredning: Upptagning, behandling och omhändertagande av förorenade sediment I Oskarshamns hamn (Rapport nr Oskarshamns hamn 2004:3). Från http://renhamn.se/filebank/ohamn_2004_3.pdf Clarke, D. (2009). Dredging Resuspension: Defining the Issues. Power-point presentation från Dredged Material Assessment and Management Seminar. Från http://el.erdc.usace.army.mil/workshops/09sep-dots/26_ Resuspension%20Intro_Clarke.pdf DEC. (2012). Environmental dredging solutions (Informationsblad). Hämtad 12 mars, 2012, från DEC: http://www.decnv.com/uploads/documentenbank/84a6cd7b2b35ab2f66bf49c9954ab453.pdf Denninger, M. (2009). Jämförelse av platsspecifika föroreningsrisker i samband med muddringsaktiviteter. Examensarbete, Sveriges lantbruksuniversitet, institutionen för mark och miljö. Från http://uu.divaportal.org/smash/get/diva2:285499/fulltext01 Desrosiers, R. & Patmont, C. (2009). Proceedings from Remediation of Contaminated Sediments 2009: The Fifth International Conference on Remediation of Contaminated Sediments. Jacksonville, FL: Battelle Memorial Institute. Eggleton, J. & Thomas, K.V. (2004). A review of factors affecting the release and bioavailability of contaminants during sediment disturbance events. Environment International, 30: 893-896. doi:10.1016/j.envint.2004.03.001 Elander, P. (2004). Föroreningar i Viskan nedströms Borås Åtgärdsutredning (Rapport nr VISKAN 2003:9). Från http://www.lansstyrelsen.se/vastragotaland/sitecollectiondocuments/sv/miljo-och-klimat/verksamhetermed-miljopaverkan/fororenade-omraden/bidrag/viskan/viskan2003_9.pdf Elander, P. (2011). Miljökonsekvensbeskrivning med teknisk beskrivning till ansökan om tillstånd enligt miljöbalken till åtgärder för sanering av föroreningar i hamnbassängen i Oskarshamn (Bilaga A till tillståndsansökan). Från: http://renhamn.se/default.asp?cmd=rapporter Oskarshamn Empirikon. (2007). Projekt Örserumsviken, Västervik Projekt- och erfarenhetsrapport. Vallentuna. Från http://www.vastervik.se/templates/vvkommun_page.aspx?id=3877 50

Erftemeijer, P.L.A. & Lewis, R.R.R. (2006). Environmental impacts of dredging on seagrasses: A review. Marine Pollution Bulletin, 52: 1553 1572. Från http://www.sciencedirect.com.ezproxy.ub.gu.se/science/ article/pii/s0025326x06003778 Francingues, N.R. & Palermo, M.R. (2005). Silt curtains as a dredging project management practice. (ERDC TN-DOER-E21). Vicksburg, MS: U.S. Army Engineer Research and Development Center. Från http://el.erdc.usace.army.mil/elpubs/pdf/doere21.pdf Francingues, N.R. (2006). Environmental Dredging Control Measures and Management. (EPA Sediment Remedies Internet Seminar). Från http://www.clu-in.org/conf/tio/seddredging_102306/prez/seddredgingbw.pdf Friedl, M.J. (1998). Bubble Plumes and Their Interaction with the Water Surface. Doctoral dissertation (nr 12667). Från: Swiss federal institute of technology, Zürich, http://e-collection.library.ethz.ch/eserv/eth:22658 /eth-22658-02.pdf Havis, R. N. (1995). Environmental Effects of Dredging: Sediment Resuspension by Selected Dredges. (EEDP- 09-2). Vicksburg, MS: U.S. Army Engineer Research and Development Center. Från http://el.erdc.usace.army.mil/dots/pdfs/eedp09-2.pdf Hayes, D.F. (1986). Environmental Effects of Dredging: Guide to selecting a dredge för minimizing resuspension of sediment. (EEDP-09-1). Vicksburg, MS: U.S. Army Engineer Research and Development Center. Från http://el.erdc.usace.army.mil/dots/pdfs/eedp09-1.pdf Hultsfreds kommun. (2011). Svartsjöarna har sanerats från kvicksilver. Hämtad 13 mars, 2012, från Hultsfreds kommun, http://www.hultsfred.se/templates/page 1153.aspx Jakobsson, A. (2004). Studiebesök Trondheim hamn: Redovisning av iakttagelser och erfarenheter från ett efterbehandlingsprojekt i hamnmiljö (Rapport nr O-hamn 2004:13). Från http://renhamn.se/filebank/ohamn_2004_13.pdf JBF Scientific Corporation. (1978). An analysis of the functional capabilities and performance of silt curtains. (USACE /TRD-78-39). Vicksburg, MS: U.S. Army Engineer Waterways Experiment Station. Från http://el.erdc.usace.army.mil/e2d2/pdfs/trd78-39.pdf Je, C., Hayes, D. & Kim, K. (2007). Simulation of resuspended sediments resulting from dredging operations by a numerical flocculent transport model. Chemosphere, 70 (2): 187 195. doi:10.1016/j.chemosphere.2007.06.033 Knutsson, S. & Rostmark, S. (2004). Sanera förorenade sediment med frysmuddring. Bygg & teknik, 2/04. Från http://pure.ltu.se/portal/sv/publications/sanera-foerorenade-sediment-med-frysmuddring%280cba64d0-88af- 11de-8da0-000ea68e967b%29.html Laugesen, J. (2006). Pilotprosjekt i Trondheim havn Boblegardin mot spredning av muddermasser. (Rapport nr. 2006 025). Från http://www.tih.no/uploads/dokumenter/utvikling/pilotprosjektet/boblegardin+mot+ spredning+av+muddermasser.pdf Laugesen, J. & Nygård, B. (2008). Mudringsmetoder for forurenset sjøbunn (Rapport nr. 2008-0476). Høvik. Från http://www.klif.no/publikasjoner/2425/ta2425.pdf Looström, B. (2006). Åtgärder mot kemikalieolyckor i sjöar, vattendrag och kustvattenområde - En nordisk handbok. Visby: Elektronisk publikation. Hämtad 20 februari, 2012, från: http://loostrom.com/kosov/start.htm Magnusson, Y., Svedberg, B., Mácsic, J., Maijala, A., Jyrävä, H. (2006). Muddermassor med miljöfördelar. Bygg & teknik, 2/06. Från http://www.merox.se/uploads/images/768/bygg_och_teknik.pdf Mannheimer Swartling. (2011). Ansökan om tillstånd enligt miljöbalken till åtgärder för sanering av föroreningar i hamnbassängen i Oskarshamn. Från Oskarshamns kommun: http://renhamn.se/default.asp?cmd=rapporter 51

McAnally, W.H., Haydel, J.F., Savant, G. (2004). Port Sedimentation Solutions for Tennessee-Tombigbee Waterway in Mississippi. Department of Civil Engineering, Mississippi State University. Från http://www.findthatfile.com/search-7509041-hpdf/download-documents-portsedimentationsolutionttw-pdf.htm Miljönytta. (2011). Iskall miljöteknik renar förorenade områden. Från http://miljonytta.se/arbetsplatser/iskallmiljoteknik-renar-fororenade-omraden/ Miljösamverkan Sverige & Länsstyrelserna. (2006). Vägledning för muddring och kvittblivning av muddringsmassor. Från http://www.miljosamverkansverige.se/projekt/rapport % 20Muddring/Vägledning % 20 för % 20muddring%20och%20kvittblivning%20av%20muddringsmassor.pdf Naturvårdsverket. (1999). Sanering av Järnsjön i Emån: Slutrapport och erfarenhetsåterföring. (Rapport nr. 4991). Stockholm. Naturvårdsverket. Från http://www.naturvårdsverket.se/en/start/om-naturvardsverket/varapublikationer/isbn1/4000/91-620-4991-7/ Naturvårdsverket. (2003). Efterbehandling av förorenade sediment en vägledning (Rapport nr. 5254). Stockholm. Naturvårdsverket. Från http://www.naturvardsverket.se/documents/publikationer/620-5254-3.pdf Naturvårdsverket. (2006). Åtgärdslösningar erfarenheter och tillgängliga metoder (Rapport nr. 5637). Stockholm. Naturvårdsverket. Från http://www.naturvardsverket.se/documents/publikationer/620-5637-9.pdf Naturvårdsverket. (2007). Stabilisering och solidifiering av förorenad jord och muddermassor: Lämplighet och potential för svenska förhållanden. ( Rapport nr. 5696). Stockholm. Naturvårdsverket. Från http://www.naturvardsverket.se/documents/publikationer/620-5696-4.pdf Naturvårdsverket. (2009). Miljöeffekter vid muddring och dumpning (Rapport nr. 5999). Stockholm. Naturvårdsverket. Från http://www.naturvardsverket.se/documents/publikationer/978-91-620-5999-6.pdf Naturvårdsverket. (2010). Muddring och hantering av muddermassor. Stockholm. Naturvårdsverket. Från https://www.naturvardsverket.se/start/verksamheter-med-miljopaverkan/vattenverksamhet/vagledning-ommuddring-och-hantering-av-muddermassor/ Orchard, I. & Grant, N. (u.å.). Amphibex (Informationsbroschyr). Hämtad 7 mars, 2012, från http://www.on.ec.gc.ca/pollution/ecnpd/pdf/scarborough.pdf. Palermo, M.R. & Pankow, V.R. (1988). New Bedford Harbor Superfund Project, Acushnet River estuary engineering feasibility study of dredging and dredged material disposal alternatives Report 10: Evaluation of dredging and dredging control technologies. (TR EL-e-8-15). Vicksburg, MS: Vicksburg, MS: U.S. Army Engineer Waterways Experiment Station. Från http://www.epa.gov/region1/superfund/sites/newbedford/ 48852.pdf Palermo, M.R., Schroeder, P.R., Estes, T.J., Francingues, N.R. (2008). Technical Guidelines for Environmental Dredging of Contaminated Sediments (ERDC/EL TR-08-29). Vicksburg, MS: U.S. Army Engineer Research and Development Center. Från http://el.erdc.usace.army.mil/elpubs/pdf/trel08-29.pdf Pensaert, S. (2007). The Svartsjö project: Environmental dredging and dewatering of pulp-and-paper sludges (Presentation from the 4 th European Conference on Contaminated Sediments, 20 22 June 2007, Antwerp Belgium). Pneuma S.R.L. (u.å.) Hämtad 6 mars, 2011, från Pneuma S.R.L., http://www.pneuma.it/ Ramböll Sverige AB. (2007). Frihamnen, Kaj 3, Utbyggnad från sektion 682 till sektion 822 (Teknisk beskrivning Planerad vattenverksamhet). Bilaga till ansökan om miljödom. Från: http://www.stockholmshamnar.se/documents/milj%c3%b6%20och%20s%c3%a4kerhet/v%c3%a4rta- Frihamnen/BTekniskbeskrivningavFrihamnen.pdf Ree, M. (2011, 20 maj). Bekjemper oljesøl med luft. Teknisk Ukeblad, (18). Från http://www.tu.no/oljegass/2011/05/20/bekjemper-oljesol-med-luft Reible, D. (2001). Using natural processes to define exposure from sediment. Summary of the remediation technologies development forum, sediments remediation action team meeting. Washington. Från: http://www.rtdf.org/public/sediment/minutes/012501/fnl1-25.htm. 52

Royal Boskalis Westminster N.V. (u.å.). Equipment sheet: Nordland suction dredger. Hämtad 15 mars, 2012, från http://www.boskalis.com/fileadmin/user_upload/documenten/vloot_materieel_en_techniek/ Winzuigers/nordland_lr.pdf Sigfridsson, J. (2011). Teknikimplementering vid muddringsprojekt: Viktiga faktorer vid teknikval samt olika aktörers betydelse i processen. Examensarbete, Kungliga Tekniska Högskolan och Stockholms universitet, Institutionen för Industriell ekologi (KTH) och Institutionen för matematikämnets och naturvetenskapämnenas didaktik (Stockholms universitet). Från http://www.kth.se/polopoly_fs/1.191292!/menu/general/columncontent/attachment/sigridsson_jenny.pdf Stryker, R., Gareau, J., Vaidya, A., Mally, D. (2009). KK River Sediment Remediation Project: Use of Air Curtains for Turbidity Control. (PowerPoint presentation). Från http://aqua.wisc.edu/solm/linkclick.aspx? fileticket=wxhf_kjngxc%3d&tabid=74 Sveriges Hamnar. (2008). Remiss av utkast till handbok om Muddring och hantering av muddermassor enligt 11 kap. respektive 15 kap. miljöbalken. Från http://www.transportgruppen.se/22d60dfe-1da6-4ea2-9f48-3a9a7a80663c.fodoc Tornado Motion Technologies. (u.å.) Specialized dredging solutions: Environmental dredging specialists. Hämtad 7 mars, 2012, från Tornado Motion Technologies, http://www.tornadomotion.com/index.html USACE. (2002). Dredging: Keeping Our Underwater Highways Open, Level 2. Hämtad 7 mars, 2012, från USACE, http://education.usace.army.mil/navigation/lessons/6/dredgels6lv2.html USEPA. (1996). Estimating contaminant losses from components of remediation alternatives for contaminated sediments. (EPA 905-R96-001). Assessment and Remediation of Contaminated Sediments Program. Chicago, IL: EPA Great Lakes National Program Office. Hämtad 7 mars, 2012 från http://epa.gov/glnpo/arcs/epa-905- R96-001/EPA-905-R96-001.html USEPA & USACE. (2004). Evaluating Environmental Effects of Dredged Material Management Alternatives A Technical Framework (EPA842-B-92-008). Washington, DC. Från http://www.epa.gov/owow/oceans/ regulatory/dumpdredged/framework/techframework.pdf USEPA. (2005). Contaminated Sediment Remediation Guidance for Hazardous Waste Sites (EPA-540-R-05-012). Washington, DC: EPA Office Solid Waste and Emergency Response. Från http://www.epa.gov/superfund/ health/conmedia/sediment/guidance.htm Vlasblom, W. (u.å.). Lecture Notes on Dredging Equipment and Technology. Från http://www.dredging.org/content.asp?page=105 Von Kronhelm, T., Rostmark, M., Rostmark, S. (u.å.) Frysmuddring som teknik vid efterbehandling (Produktblad). Från http://www.sakab.se/upload/dokument/pdf/laddningsbara%20filer/produktblad/ Frysmuddring_produktblad.pdf Västerviks kommun. (2006). Projekt Örserumsviken: Miljö & teknik, Muddringen. Hämtad 22 februari, 2012, från Västerviks kommun, http://www.vastervik.se/templates/vvkommun_page.aspx?id=3889 Zappi, P.A. & Hayes. D.F. (1991). Innovative technologies for dredging contaminated sediments. (Miscellaneous paper EL-91-20). Vicksburg, MS: U.S. Army Engineer Waterways Experiment Station. Från http://el.erdc.usace.army.mil/e2d2/pdfs/mpel91-20.pdf 53

Bilagor Bilaga 1 - Bilder på mudderverk Det hittades inte några bilder eller figurer på Airlift eller Waterless dredge. Disc cutter (Laugesen & Nygård, 2008) Pixy (Pensaert, 2007) 54

(Pensaert, 2007). Eddy pump (Feyerherm & Wardlaw, 2001). Eddy pumpen består av en rotor (1) monterad på en kardanaxel (2) inuti en kammare (3). När rotorn börjar snurra sätts vattnet i stora kammaren och intagskammaren (4) i rörelse. Den snurrande vätskan tvingas ner i intagskammaren där den skapar en snurrande, synkroniserad vätskekolumn (5) som med hög hastighet rör om sedimentet (6). Detta skapar en strömvirvel, (eng. Eddy) (7) som får det omrörda materialet att färdas upp längs sidorna av intagskammaren in i stora kammaren. Här tvingas materialet, av trycket underifrån, in i avtappningsledningen (8). (Tornado Motion Technologies, u.å.) 55

Pneuma pump (Zappi & Hayes, 1991) (Pneuma S.R.L., u.å.) (Pneuma S.R.L., u.å.) 56

Oozer (Zappi & Hayes, 1991) Amphibex dredge (Orchard & Grant, u.å.) 57

Cleanup dredge (Feyerherm & Wardlaw, 2001) 58