Deponering av tunnelmasser i Store Lungegårdsvann, Bergen ... · manglende termoklin (TSI

NNI-Rapport 388

Åge Simonsen og Arnold Håland NNI-Rapport 388 Bergen, mars 2014

NNI Resources AS

Deponering av tunnelmasser i Store Lungegårdsvann, Bergen kommune. H2S og

vurdering av risiko for utlekking

NNI - Rapport nr. 388 Bergen, mars 2014

Tittel: Deponering av tunnelmasser i Store Lungegårdsvann, Bergen kommune. H2S og

vurdering av risiko for utlekking

Forfattere:

Åge Simonsen og Arnold Håland

Prosjektansvarlig:

Cand. real. Arnold Håland,

Leder NNI

Prosjektmedarbeidere:

Åge Simonsen og Arnold Håland

ISSN / ISBN:

Oppdragsgiver

Bergen kommune – Etat for Plan & Geodata

NNI Resources AS©

Besøksadresse: Lillehatten 11, 5148 Fyllingsdalen

Postadresse: Lillehatten 11, 5148 Fyllingsdalen

Tlf. + 47 17 77 10, Fax. + 47 55 17 77 11

E-post: [email protected] På nettet: http://www.nni.no

Forside: Østre del av Store Lungegårdsvann ved Lungegårdsparken. Foto: K. J. Nilsen

Forord

NNI-Rapport 388 Deponering av tunnelmasser i Store Lungegårdsvann, Bergen kommune. H2S og vurdering av risiko for utlekking Mars 2014. 3

FORORD

NNI ble i januar 2014 invitert til å gi tilbud på 2 utredninger knyttet til planer om utfylling

av tunnelmasser i Store Lungegårdsvann, tematisk rettet inn mot en kartlegging av

marint naturmangfold i strandsonen og sublittoral sone, samt vurdering av konsekvenser

av utfyllingar for økosystem, flora og fauna. Dette er rapportert i NNI Rapport 387. I

tillegg var det et ønske om å få vurdert hvorvidt en utlekking av H2S til omgivelsene

kunne bli et problem ved nye utfyllingar i Store Lungegårdsvann. NNIs opplegg og tilbud

ble akseptert og vi har vinteren 2014 gjennomført analyser og vurderingar av dette

tema.

NNI retter en takk til Bergen kommune, Etat for Plan og Geodata v/Gyda Strømmen for

oppdraget og et godt samarbeid i prosjektperioden.

Bergen, 31. mars 2014

Arnold Håland

Leder NNI Resources AS

Innhold


INNHOLD

FORORD ................................................................................................................ 3

INNHOLD ............................................................................................................... 4

INNLEDNING .......................................................................................................... 5

1 LOKALISERING OG NATURGRUNNLAG........................................................................ 7

1.1 Lokalisering av tiltaksområdet ................................................................................................. 7

1.2 Naturgeografi og klima ............................................................................................................ 7

2 PLANLAGTE TILTAK I STORE LUNGEGÅRDSVANN ......................................................... 8

2.1 0-alternativet ........................................................................................................................... 8

3 MATERIALE OG METODER ....................................................................................... 9

3.1 Tema og utredningens struktur ............................................................................................... 9

3.2 Gjennomføring av feltarbeid vinter 2014 ................................................................................ 9

3.3 Foto .......................................................................................................................................... 9

3.1 Beregning av styrke i vannmassens sjiktning ........................................................................... 9

3.2 Risikoanalyser ........................................................................................................................ 11

4 STORE LUNGEGÅRDSVANN OG H2S ........................................................................ 14

4.1 Store Lungegårdsvann som økosystem ................................................................................. 14

4.2 H2S, lukt og helseproblem ...................................................................................................... 15

4.3 Dannelse av H2S i vann ........................................................................................................... 16

4.4 Tidligere undersøkelser og målinger...................................................................................... 17

5 ANALYSER AV VANNMASSENS SJIKTNING ................................................................ 18

5.1 Beregning av styrke på sjikting i vassmassen......................................................................... 19

6 VARIASJON I SJIKTNING OG RISIKO FOR UTLEKKING AV H2S ....................................... 25

6.1 Vil utlekking av H2S til luft være et problem? ........................................................................ 27

6.2 Metodisk risikoanalyse .......................................................................................................... 28

7 MULIG AVBØTENDE TILTAK OG HENSYN ................................................................... 29

8 REFERANSER .................................................................................................... 30

8.1 Informasjon hentet fra nettressurser .................................................................................... 31

9 VEDLEGG 1 BEREGNING AV TETTHET I VANNMASSENE ................................................ 32

Innledning


INNLEDNING

Bergen kommune skal igangsette arbeid med områderegulering for Store

Lungegårdsvann (SL). Planarbeidet krever konsekvensutredning, og det er derfor

utarbeidet forslag til planprogram for utredningen (Bergen kommune 2013). Det skal

bl.a. gjennomføres undersøkelser av forskjellige miljøparametre, og vurderes avbøtende

tiltak mot oppvirvling av forurensende stoffer under utfyllingsarbeidet, inklusiv

vurderinger av eventuelle luktproblemer i anleggsfasen knyttet til H2S i SL bunnvann og

bunnsediment.

I Norge finnes en rekke terskelfjorder og poller med grunne terskler og dypområder

innenfor. Resultatet er lagdelte vannmasser i fjorder og poller, karakterisert av et tungt

og salt dypvann, permanent eller med en mer dynamisk lagdeling, men alltid med et

ferskt/ferskere topplag. Dynamikken i denne typen økosystem styres av en rekke

faktorer, så som tilførte mengder ferskvann og saltvann, klimatiske faktorer der

nedbørsmengder, temperatur, vind og ulike hydrofysiske og hydrokjemiske faktorer

spiller inn, samt med interne biologiske prosesser som kompliserer det hele. Store

Lungegårdsvann er et slikt lagdelt, meromiktisk innsjøsystem (eller en variant av denne

typen, jfr. omtale av type økosystem i rapporten), hvor det tidvis kan dannes H2S i

dypvannet, og som kan lekke ut til de nære omgivelsene. H2S er en gjennomsiktig og

svært giftig gass. Gassen lukter sterkt av råtne egg ved lave konsentrasjoner og får en

søtlig kvalmende lukt ved litt høyere konsentrasjoner, før luktesansen lammes ved ca

100 ppm (ca 140 mg/m3). Gassen har en svært lav lukteterskel. Norske myndigheter

regner 0,02 ppm (0,027 mg/m3) som luktegrense og 0,13 ppm (0,18 mg/m3) som

akseptabel luktegrense. Utenlandske forskningsrapporter har imidlertid funnet at 50 %

av forsøkspersoner gjenkjenner lukten av råtne egg allerede ved luftkonsentrasjoner helt

ned til 0,0047 ppm (0,0065 mg/m3).

Problemet med H2S har vært kjent fra flere vannområder i Bergensregionen, bl.a. fra

Sælenvannet i Fyllingsdalen hvor det var problemer med utlekking i 1987/88 (Kambestad

1989), seinere vinteren 1993/1994 og igjen i 2009/2010, jfr. oppsummering av Håland &

Simonsen (2013). En generell erfaring har vært at det er spesielt i perioder med kaldt

vær og lite nedbør, dvs. en aktuell situasjon for seinhøst/vinter, at problemer med

utlekking av H2S har oppstått, selv om det også har vært registrert problemer

sommerstid i Sælenvannet. Johnsen et al. (2010) konkluderte med at årsaken til tidvise

H2S-problemer i Sælenvannet i 2010 var lite nedbør og kuldegrader i en relativt lang tid

før utlekkingen, dvs. med lite tilførsel av ferskvann, samt isdannelse på innsjøen. Den

termiske stabilitetsindeksen (beregnet ut fra data i Johnsen et al. 2010) viste en

manglende termoklin (TSI<1,0) på tidspunktet for utlekking av H2S i Sælenvann vinteren

2010. Tilsvarende forhold og prosesser kan i utgangspunktet forventes å gjøre seg

gjeldene i Store Lungegårdsvannet, selv om de to økosystem er forskjellige.

Norconsult vurderer (jfr. Jernbaneverket 2013) med at utslipp av H2S-gass kan forventes

under tiltaket, men at konsentrasjonene ikke forventes å være skadelige.

For å få en bedre oversikt over faren for utlekking av H2S gass til luft under

anleggsarbeid er det viktig å få en oversikt over hvilke faktorer som påvirker mengde og

dynamikk i H2S-forekomstene i SL, der graden av stratifisering og stabilitet i vannsøylen

er en nøkkelfaktor mht utlekking (se ovenfor). Ettersom parameteren vurderes som

Innledning


sentral mht risiko for utlekking, er et viktig kunnskapsgrunnlag å forstår variasjoner over

tid og faktorene som påvirker forholdet. Våre faglige vurderinger er basert på

eksisterende målinger og kunnskap om naturforholdene i Store Lungegårdsvann, dvs. vi

har ikke gjennomført nytt feltarbeid med målinger i innsjøen i dette prosjektet. Med

grunnlag i foreliggende målinger av fysisk-kjemiske parametre i Store Lungegårdsvann

(kilder er angitt i rapporten), er det gjennomført en del analyser/beregninger av de

faktorer og prosesser som vi anser som sentrale/viktige mht muligheter for utlekking av

H2S til de nære omgivelser, blant annet hvilke mekanismer som styrer sjiktning i

vannmassene, når dette skjer gjennom året og derved når det er størst risiko for

utlekking når steinmasser skal deponeres i på sjøbunnen i hele Store Lungegårdsvann.

Når det gjelder hva som skjer akkurat under deponeringen av stein og masser, henviser

vi til Jernbaneverket (2013), der blant annet gradene av oppvirvling av bløtbunnsmasser

er testet med ulike størrelse partikler, grus og stein i de deponerte masser. Sammen

med informasjon fra det arbeidet, og våre egne analyser av når og under hvilke forhold

det er minst vs størst risiko for at H2S når overflaten og der kan luktes, har vi drøftet og

konkludert mht risiko for utlekking ved gjennomføring av massedeponering i Store

Lungegårdsvann.

Lokalisering og naturgrunnlag


1 LOKALISERING OG NATURGRUNNLAG

1.1 Lokalisering av tiltaksområdet

Planområdet er Store Lungegårdsvann, sentralt i Bergen by (jfr. Fig. 1). Planområdet er

det fremlagt planer for utfylling i strandsonen i øst samt tildekking av bunn i det meste

av Store Lungegårdsvann. Detaljer i plan og planskisse er gitt i kap. 3.

Fig. 1. Lokalisering av Store Lungegårdsvann, Bergen kommune, markert med rødt.

1.2 Naturgeografi og klima

Klimatisk tilhører Bergen kommune og området ved Store Lungegårdsvann den sterkt

oseaniske seksjon O3 (Moen 1998), med lang vekstsesong og et mildt vinterklima.

Sommertemperaturene på den ytre kyst er relativt lave, mens vinterklimaet er mildt og

Bergen sentrum ligger innen 0-isotermen for de kaldeste månedene (underseksjon O3t).

Sammenlignet med kystfjellene lengre øst er årsnedbøren relativt lav langs den ytre

vestlandskysten (Moen 1998). Antall nedbørsdager ligger i snitt på 200 - 220 dager

(>0.1mm nedbør) og årsnedbøren mellom 1200 og 1600 mm. Vindregimet er

kystrelatert, med få dager helt uten vind, men med klart mindre vind enn ved den ytre

kyst i vest. De medfører at den marine strandsone i Store Lungegårdsvann er mindre

bølgeeksponert enn hva vi finner i nærliggende Byfjorder og i de ytre kystområder.

Planlagte tiltak i Store Lungegårdsvann


2 PLANLAGTE TILTAK I STORE LUNGEGÅRDSVANN

Planlagte tiltak er 1) å utvide landarealet i øst mellom Bergen brannstasjon og Draugen

båtforening (Fig. 2), samt tildekking av det meste av sjøbunnen i SL med ca 1 meters

dekke. Steinmassene vil komme fra ny jernbanetunnel mellom Arna og sentrum, dvs.

bygging av tunnel nr 2 på strekningen (Bergen kommune 2013). Utfyllinger vil skje med

lekter når det gjelder tildekking av sjøbunnen. I øst vil fylling skje fra landsiden.

Utfyllingene vil følge fremdriften i tunnelarbeidet og var i ca 8 måneder.

Fig. 2. Planlagte tiltak er utvidelse av parkarealet i øst i en bredde av ca 30 meter (rød skravur), samt tildekking av bunnarealet i SL med 1 meter tunnelmasse (blå skravur). Kartkilde: Skog og Landskap 2014.

2.1 0-alternativet

Området forblir som i dag, dvs. et marint naturmiljø allerede vesentlig modifisert av

utfyllinger i det meste av strandsonen i Store Lungegårdsvann.

Materiale og metoder


3 MATERIALE OG METODER

3.1 Tema og utredningens struktur

Utredningens hovedoppgave er å vurdere delkonsekvenser av de planlagte utfyllinger i

Store Lungegårdsvann (SL) med tunnelmasser fra ny jernebanetunnel Bergen Arna (jfr.

Bergen kommune 2013). Mengde tunnelmasser fra dette prosjektet vil produsere opp

mot 1,0 mill m3 steinmasser (Bergen kommune 2013). Våre vurderinger av konsekvenser

for natur- og biomangfoldet i er å finne i NNI-Rapport 387 (2014), denne rapport

fokuserer problematikk rundt H2S gass og mulig utlekking av denne når steinmasser

deponeres på sjøbunnen. Vi har i vår utredning innledningsvis vektlagt å beskrive dagens

situasjon i Store Lungegårdsvann, basert på tilgjengelige data. Videre har vi gjennomført

spesifikke analyser (basert på eksisterende data) som kan fortelle oss noe om tilstanden i

økosystemet og belyse viktige faktorer som kan påvirke dannelse og naturlig dynamikk i

H2S-forekomstene i SL.

3.2 Gjennomføring av feltarbeid vinter 2014

NNI har gjennomført marinbiologisk feltarbeid i Store Lungegårdsvann vinteren 2014

knyttet til tema marint biomangfold og vurdering av konsekvenser for økosystem og

arter ved gjennomføring av de planlagte utfyllinger. Relevant informasjon fra det

delprosjektet er benyttet i denne utredningen der det er relevant. Det er ikke foretatt nye

målinger av fysisk-kjemiske parametre i SL som grunnlag for denne utredningen, dvs.

forliggende rapport og drøftinger er basert på data fra tidligere gjennomførte naturfaglige

undersøkelser i SL (og i lignende økosystem).

3.3 Foto

Foto i rapporten er tatt i forbindelse med egne befaringer i prosjektområdet vinteren

2014.

3.1 Beregning av styrke i vannmassens sjiktning

Vi har vurdert at kunnskap om sjiktning i vannmassene er en viktig faktor når virkninger

av deponering skal vurderes. Ulike miljøfaktorer påvirker og styrer denne sjiktningen og

vi har utarbeidet et konkret kunnskapsgrunnlag ved å nytte tidligere målinger av fysisk-

kjemiske faktorer i Store Lungegårdsvann. Parametre og metoder er omtalt i det

følgende.

Wedderburn Number W er en indeks for styrke av sjiktningen i vannmassene som

vektlegger vindhastighet og lengden av vannet som viktige faktorer:

W = (g’h12)/(u*

2L),

hvor g’= 9,81(ρ2 - ρ1)/ρ. (ρ1 og ρ2 er vannets tetthet i henholdsvis hypolimnion og

epilimnion; ρ er gjennomsnittstettheten). Friksjonshastigheten u* er lik kvadratroten av



produktet av forhold mellom luftens tetthet og vannets overflatetetthet, drag-

koeffisienten CD og kvadratet av vindhastigheten målt 10 meter over bakken (U102). Vi

har her satt CD = 1,0×10-3 for vindhastigheter opptil 5 m/s og CD = 1,5×10-3.

h1 er høyden av epilimnion. Det er fare for indre bølgedannelser og oppløfting av H2S

dersom W << 0,50

I modellen antar Wedderburns Number en rektangulær bunn av vannet. Denne

forenklingen er tatt hensyn til og modifisert av Shintani et al. (2010) som kaller den

modifiserte indeksen for effektivt Wedderburn tall (eW). I formelen er Le effektiv

lengde, dvs. lengden av vindstrekket beregnet, sensu Shintani et al. 2010. Beregnet på

denne måten regnes stratifiseringen som sterk dersom eW > 1,0.

Fig. 3. Figuren viser formler og parametre for beregning av indeksen eW.

Stratifiseringsindeksen SI = standardavvik av tettheten i forskjellige dyp*1000, er en

enklere indeks. Desto høyere SI-verdi, desto større termisk stabilitet. Verdier av SI<1 vil

kunne føre til oppdrift av stoffer fra dypere vannlag grunnet nedbryting av termoklinen.

SI>3 regnes som høy grad av stratifisering og stabile forhold i vannmassene.

I denne rapporten er tetthetene beregnet ut fra tidligere målinger av saltholdighet og

temperatur ned til 10 meters dyp, dersom tetthetene ikke tidligere er beregnet (jfr.

vedlegg1 for beregningsmetode).

Stabiliseringsindeksen N2 (potensiell tetthet eller ”buoyancy frequency”) gir

stabiliteten av vannsøylene mellom lettere og tyngre væsker.

N2 = - gΔρ/ρdz, g = 9,81, gΔρ/ρdz, ρ er differansen mellom tettheten i epilimnion

(øvre vannlag) og hypolimnion(dypere vannlag), og ρ er gjennomsnittstettheten.

Når eW er beregnet er det mulig å parameterisere og beregne gjennomsnitts

vannhastigheter i øvre og nedre vannlag ved å sette tilgjengelig potensial energi (APE)

lik:

APE = (ρ1g’/6)*(h1/(2eW))2*Ω, hvor Ω er arealet og g’ = gΔρ/ρ.



U1 = √(APE*h2)/(ρ1Ωh1(h1+h2)), h1 og h2 er høyden av de to vannlagene.

Gjennomsnittshastigheten i nedre vannlag kan settes til U2 = U1(h1/h2). (jfr. Shintani et

al. 2010).

Ved hjelp av disse parametrene er det videre mulig å beregne layer Richardson

number RiL

RiL =(g’D)/U2.

Indeksen måler forholdet mellom oppdriftskrefter og vertikal turbulenskraft som er

bestemmende for miksing av vannmassene i fjordsystemer. Dryer (1983) har foreslått

følgende grenseverdier ved denne formelen for RiL og dybden D satt lik fjordens totale

dybde:

RiL > 20: bunngenerert turbulens er ikke tilstrekkelig til å svekke stratifiseringen

20>RiL>2: økt miksing sannsynlig, RiL< 2 full miksing og nedbryting av stratifisering.

3.2 Risikoanalyser

Risikoanalyser er i sin natur basert på subjektive ekspertvurderinger, som igjen har sin

basis i empiriske, målte data. I en risikoanalyse vurderes først hva som kan skje,

deretter sannsynligheten for at det skjer, og tilslutt konsekvensen dersom det skjer. Vi

baserer vår risikovurdering på beregninger gjort av ovenfor nevnte parametre, tidligere

målinger av sjiktning og H2S i bunnsedimentene i SL, samt vannkjemiske vurderinger av

dannelse og spredning av gassen dersom den kommer opp til overflaten. Risiko-

vurderingen følger et skjema utarbeidet av Wiggins (1985) og referert i Burgman (2005).

Sannsynligheten vurderes først etter hvor hyppige plagene ansees å kunne oppstå.

Vurderingen foretas etter en gjennomgang av beregnede styrker av sjiktningen og

stabilitetsforholdene i vannet, etter en skala fra A til E (Tab. 1a). Deretter vurderes

alvorligheten av problemene, ut fra kjennskap til gassens egenskaper, etter en skala fra I

til IV oppgitt i Tab.1b. Deretter benyttes en risikomatrise og en leser av tallet som

fremkommer i krysningspunktet (jfr. Tab. 1c). Eksempelvis vil sannsynlighetsnivået C (av

og til) mot alvorlighetsgrad III (marginalt skadepotensial) gi verdien 11. Dette tallet

leses deretter av i tabellen for akseptabel risiko (jfr. Tab. 1d).

Tab. 1a. Sannsynlighet for plagsomme luktproblemer.

Nivå Beskrivelse Forklaring

A Frekvent Opptrer kontinuerlig

B Sannsynlig Vil hende ofte

C Av og til Vil trolig skje flere ganger

D Sjeldent Usannsynlig, men kan forventes

E Usannsynlig Svært usannsynlig, men mulig.



Tab. 1b. Alvorlighetsgrad.

Nivå Beskrivelse Scenario

I Katastrofalt Svært skadelig

II Kritisk Skadelig

III Marginal Mindre skadelig

IV Uvesentlig Ingen skade

Tab. 1c. Risikomatrise.

Forekomst Katastrofalt Kritisk Marginal Uvesentlig

Frekvent 1 3 7 13

Sannsynlig 2 5 9 16

Av og til 4 6 11 18

Sjeldent 8 10 14 19

Usannsynlig 12 15 17 20

Tab. 1d. Risikoakseptabel indeks.

Skår (poeng) Kategori

1 - 5 Uakseptabelt

6 - 9 Uønsket

10 - 17 Akseptabelt med forbehold

om hensynstaking til mulige

hendelser

18 - 20 Akseptabelt uten forbehold.

Vi har i tillegg også brukt en risikovurdering som følger AZ/NZS 4360 standarden for

miljørisikovurdering, som er en del av ISO 14001 – Internasjonal standard for

miljøklassifisering og miljøstyring. Metoden for å komme fram til graden av risiko er som

beskrevet ovenfor. Denne risikovurderingen følger følgende skjema, jfr. Tab. 2a til 2d.

Tab. 2a. Sannsynlighet for plagsomme luktproblemer.

Nivå Beskrivelse Forklaring

16 Svært sannsynlig Forventet å forekomme svært ofte (p> 85 %)

12 Sannsynlig Vil trolig forekomme i ofte (50 % < p < 84 %)

8 Mulig Vil trolig forekomme til tider, relativt ofte

( 21 % < p < 49 %)

4 Usannsynlig Kan forekomme tidvis ( 1% < p < 20 %)

2 Svært usannsynlig Antatt ikke å forekomme p < 1 %

1 Ekstremt usannsynlig Vil være overraskende < 0,01 %



Tab. 2b. Alvorlighetsgrad.

Nivå Beskrivelse

1000 Katastrofalt

100 Svært alvorlig

20 Moderat

3 Marginalt

1 Uvesentlig

Tab. 2c. Risikomatrise.

Uvesentlig Marginalt Moderat Svært

alvorlig

Katastrofalt

Svært

sannsynlig

16 48 320 1600 16000

Sannsynlig 12 36 240 1200 12000

Mulig 8 24 160 800 8000

Usannsynlig 4 12 80 400 4000

Svært

usannsynlig

2 6 40 200 2000

Ekstremt

usannsynlig

1 3 20 100 1000

Tab. 2d. Risikoakseptabel indeks.


Over 1000 Uakseptabelt

101 - 1000 Uønsket

21 - 100 Akseptabelt

Opp til 20 Uvesentlig

Store Lungegårdsvann og H2S


4 STORE LUNGEGÅRDSVANN OG H2S

4.1 Store Lungegårdsvann som økosystem

Store Lungegårdsvann (SL), som tilhører vannområde Hordaland Vest, er en terskelfjord

som står i forbindelse med Puddefjorden og Byfjorden gjennom Damsgårdsundet. Under

Gamle Nygårdsbro er det en terskel som er 3,7 meter dyp og 5,9 meter bred. Det største

dypet i SL på 26 meter er plassert ca 350 meter innenfor terskelen.

Tab. 3. Fysiske parametre for Store Lungegårdsvann.

Formler Dagens

situasjon

Maksimum dybde

Zmaks

26 meter

Gjennomsnitt dybde

Zgj.sn.

= volum/A0

12,8 meter

Relativ dybde

Zr

=

(50√∏*Zmaks)/√A0

3,4

Maksimum lengde

L

Ca 1050

meter

Omkrets

O

3000 meter

Gjennomsnitt

bredde

B

= A0/L

430 meter

Vertikal lys

svekkelse/utdøing

E =

4,6/Zeu

0,90 meter

Klorofyll (i

epilimnion)

Chl a

= 0,28*TP

3,8 μg/l

(middels/lav)

Volum V Ca.

5,76x106m3

Areal

A0 0,45 km2

Store Lungegårdsvannet får tilført ferskvann fra Møllendalselven, med innløp i sørøst,

samt fra en del mindre bekker. I henhold til beregninger gjort av Johnsen et al. (1999) er

tidevannstrømmen over terskelen svært kraftig, spesielt når det flør. Tidevanns-



forskjellene er de samme som i Puddefjorden utenfor, dvs. ca 120 cm mellom høyvann

og lavvann. Midlere tidevannstrøm er ca 0,6 m/s. Vannutskiftingen er liten grunnet tidvis

stor lokal ferskvannstilførsel og den vertikale sjiktningen (Johnsen et al. 1999), noe som

medfører perioder med lave oksygenkonsentrasjoner og dannelse av H2S i dypet. Store

Lungegårdsvannet har for det meste en dybde på mellom 12 og 18 meter. Geometrisk

gjennomsnittsdyp er beregnet til 13 meter. Johnsen et al. (1999) målte

saltkonsentrasjoner på mellom 12 og 28,5 ‰ på 1 meters dyp, og mellom 30 og 31,5

‰ i de dypere vannlag. I henhold til EUs vanndirektiv kan systemet klassifiseres som en

polyhalin, grunn terskelfjord med lave tidevannsforskjeller (mikrotidevann).

Siden brakkvannsforholdene (saltholdighet, konduktivitet) er styrt av balansen mellom

mengde tilført ferskvann fra nedbørsfeltet, og saltvann fra Puddefjorden, er systemet

dynamisk og miljøforholdene varierer gjennom året - styrt av mengde nedbør, samt flo

og fjære som styrer mengden saltere vann som kommer inn. Store Lungegårdsvann kan

også klassifiseres som en salt, stratifisert ”fjord-innsjø” med et øvre ferskvann/

brakkvannssjikt hvor saltholdigheten forandres ved sesongvariasjoner i nedbør og

avrenning fra elver og bekker, samt tidevanns-innstrømming fra Puddefjorden og

salinitetsforskjellene mellom området utenfor terskelen (Puddefjorden) og innenfor.

Brakkvannsforholdene (saltholdighet, konduktivitet) er i hovedsak styrt av balansen

mellom tilført ferskvann fra elvene, og saltvannet fra Puddefjorden.

4.2 H2S, lukt og helseproblem

H2S er en gjennomsiktig og svært giftig gass. Gassen lukter sterkt av råtne egg ved lave

konsentrasjoner og får en søtlig kvalmende lukt ved litt høyere konsentrasjoner, før

luktesansen lammes ved ca 100 ppm (ca 140 mg/m3). Gassen har en svært lav

lukteterskel. Norske myndigheter regner 0,02 ppm (0,027 mg/m3) som luktegrense og

0,13 ppm (0,18 mg/m3) som akseptabel luktegrense. Utenlandske forskningsrapporter

har imidlertid funnet at 50 % av forsøkspersoner gjenkjenner lukten av råtne egg

allerede ved luftkonsentrasjoner ned til 0,0047 ppm (0,0065 mg/m3).

Tab. 4. Helseeffekter av H2S ved forskjellige konsentrasjoner (Kilde: Statoil):

Lave

konsentasjoner

0 -10 ppm

(0 – 14 mg/m3)

0,02 ppm: Laveste lukteterskel

0,13 ppm: Generelt akseptert lukteterskel

2,00 ppm: Kan gi astma anfall hos disponerte

Middels høye

Konsentrasjoner

10 – 50 ppm

(14 – 70 mg/m3)

10 ppm: Redusert oksygenopptak ved anstrengelser

20 ppm: Irritasjon av øyne og luftveier

Konsentrasjoner opp mot 50 ppm vil kunne gi oppkast og kvalme.

Høye

Konsentrasjoner

50 – 200 ppm

(70 – 279 mg/m3)

Alvorlige helseproblem

>100 ppm: Lammelse av luktesans.



Svært høye

Konsentrasjoner

200 – 1000 ppm

(279 – 1394

mg/m3)

250 – 600 ppm: Vann utvikles i lungene

>1000 ppm: koma og død.

Den administrative normen er i henhold til veileder fra Arbeidstilsynet (2011)

7 mg/m3 (5 ppm). Tiltaksgrensen er satt til 14 mg/m3.

H2S er giftig for fisk og makroevertebrater, spesielt ved pH<7. Akutt giftighet for ørret

kan opptre ved 0,0087 mg/m3 H2S og for makroevertebrater ved 0,20 mg/m3 (jfr.

Dunette et al. 1985).

4.3 Dannelse av H2S i vann

H2S dannes primært ved anaerob bakteriell nedbrytning av svovelholdige organiske

forbindelser. Dersom ett vann blir tilført store mengder næringsalter og organisk

materiale vil det gi økt algevekst i vannet. Algene forbruker (”spiser opp”) oksygenet i

vannet, noe som kan føre til oksygen mangel (anoksiske forhold) i dypvannet.

Nedbryting av organisk materialet skjer da via anaerobe bakterier på bunnen hvor det

organiske materialet akkumulerer. Under anoksiske forhold vil det da foregå en

dissimilatorisk SO4 reduksjon hvor det dannes H2S:

2 CH2O + SO4 + H20 -› H2S + 2 HCO3 (CH2O er et organisme material).

Alle vann har lagdeling med en termoklin (grensesjikt hvor temperaturen synker eller

stiger raskt) og/eller kjemoklin (lag i en vannmasse der vannets kjemiske egenskaper

forandres hurtig med dybden) som har forskjellig styrke. Disse grensesiktene brytes

tidvis ned avhengig av denne styrken, som igjen avhenger av vannets tetthetsforskjeller

(forskjellen mellom tettheten av vannet i epilimnion (overflatelaget) og hypolimnion

(dyplaget)). Disse tetthetsforskjellene avhenger i rene ferskvann av temperatur-

gradientene, mens saltholdighet er mest utslagsgivende i brakkvann som Store

Lungegårdsvannet. Uten omrøring av vannmassene vil de dype lagene (hypolimnion)

ikke få ny tilgang på oksygen og forbli anoksiske (og med et grunnlag for å danne H2S).

Siden saltvann er tyngre enn ferskvann vil det salte vannet som kommer inn synke ned

og bidra til en sterk stratifisering som danner skille mellom overflatevannet og

dypvannet, noe som hindrer omrøring og ny tilførsel av oksygen i det dype laget.

Store Lungegårdsvann er en terskelfjord, dvs. et fjordbasseng der en grunn terskel nær

munningen mer eller mindre avskjærer et dypere område (basseng) fra de

utenforliggende vannmasser. Dette gjør at vannmassene innenfor ofte er sjiktet, hvor

dypvannet, som er innestengt bak terskelen, kan være stagnerende. Terskelen hindrer

bunnvannsutskiftningen slik at det kan dannes råttent bunnvann med mangel på oksygen

og dannelse av H2S.



4.4 Tidligere undersøkelser og målinger

I 1998 ble det tatt flere sedimentprøver på forskjellige dyp i Store Lungegårdsvann.

Grunneste målte dyp var 10 meter. Samtlige sedimentprøver luktet da H2S. Johnsen et

al. (1999) konkluderte med at målinger av TOC i forskjellige dyp viste at forurenset

sjøbunn kun unntaksvis ble transportert opp i det øvre brakkvannslaget. I 2004 ble det

også registrert tidvis H2S i bunnvannet, og det ble ikke registrert oksygen på 15 meters

dybde, verken i oktober eller desember dette året (Heggøy et al. 2005). I februar 2004

var forholdene vesentlig bedre, med 4,1 mg/l O2 i på 20 meters dyp, mao det er

variasjon mht mangel på oksygen og dannelse av H2S.

Thomasen et al. (2012) målte næringsinnhold, klorofyll, siktedyp, oksygeninnhold m.m. i

Store Lungegårdsvann i september og oktober 2011. Det ble konstatert lite oksygen i

bunnvannet, som høsten 2004 (se ovenfor). Det var likevel en viss forbedring fra

tidligere år hvor det har vært helt oksygenfritt, noe som også betyr mindre dannelse av

H2S.

Thomasen et al. (2012), Heggøy et al. 2005, Johnsen et al. (1999), samt Johnsen et al.

(1998) oppgir saltkonsentrasjoner og temperatur ved forskjellige dyp. Disse dataene er i

denne rapporten brukt til beregninger av vannmassenes sjiktning ved forskjellige

tidspunkt gjennom året (se nedenfor), en faktor som står sentralt mht vurdering av risiko

for utlegging av H2S.

Analyser av vannmassens sjiktning


5 ANALYSER AV VANNMASSENS SJIKTNING

Aktuelle parametre brukt til vurdering av fare for oppløft av H2S i vannmassen er

beregnet på bakgrunn av data fra tidligere undersøkelser i Store Lungegårdsvann (se

ovenfor for referanser). Brukte data er listet i Tab. 5 og 6.

Tab. 5. Hydrologiske parametre, målte ulike år og datoer datoer. Vindstrekket L er beregnet ut fra oppgitte vindretninger. For metodikk mht beregning av ulike parametre, jfr. metodekapittel.

Dato Δρ Sjikt

dyp

meter

SI W U*

(m/s)

U10

(m/s)

L

(meter)

N2

(S-1)

Nedbør

(m.m.)

12/1 1999 2,5 4 1,51 0,028 0,15

4,93

610 0,0096 0

29/1 1999 4,5 3 2,02 0,052 0,110

3,5

610 0,0153 0

19/2 1999 2,2 3 0,81 0,008 0,203

5,3

600 0,0062 4,9

16/2 2004 7,4 4 3,31 2,040 0,031

1,0 m/s

600 0,0178 0

3/3 1999 1,4 4 0,71 0,010 0,222

5,8

950 0,0029 0,1

18/3 1999 1 2 0,49 0,003 0,150

4,8

610 0,0092 4,7

30/3 1999 5,1 2 2,22 0,004 0,276

7,2

610 0,0421 64,8

Sept.

2011

6,7 5 2,45 0,11 0,135

Gj.sn

4,3

824 0,0127 Gj.sn

12

18/10

2004

6,1 9 2,95 1,36 0,034

1,1

600 0,0110 0

Okt. 2011 6,3 5 1,39 0,04 0,211

Gj.sn

5,5

824 0,0060 Gj.sn

9,8

Tab. 6. Hydrologiske data fra juli 1998 (Johnsen 1998) og værdata fra Meterologisk Inst.

dato Vind

U10

m/s

Retning Nedbør

mm

Δρ Beregnet Le

(meter)

Vindstrekk

eW

10/7 1,5 NV 2,2 2,0 598 0,18

12/7 2,1 NV 0,9 5,0 598 0,23

13/7 1,5 Sør 5,0 5,0 443 0,61



14/7 4,1 NV 0,9 5,0 591 0,06

15/7 1,0 V-NV 13,6 6,0 598 1,14

16/7 1,0 V-NV 23,7 5,0 443 1,27

17/7 4,1 S-SØ 17,7 4,0 440 0,06

18/7 2,6 Sør 4,6 3,0 444 0,12

19/7 3,1 S-SØ 4,9 3,0 438 0,09

20/7 3,1 S-SØ 2,0 3,0 438 0,09

21/7 6,2 S-SØ 0,0 2,0 664 0,09

22/7 4,6 S-SØ 13,2 1,0 515 0,01

24/7 0,5 SØ 3,0 1,4 599 1,12

25/7 0,5 S-SV 30,0 3,0 445 3,27

26/7 0,5 S-SØ 30,0 3,0 436 3,34

27/7 3,1 Sør 0,3 4,0 444 0,11

28/7 1,5 Sør 0 5,3 443 0,64

29/7 3,6 Nord 0 4,7 446 0,07

31/7 3,6 N-NV 0,1 7,2 595 0,11

1/8 6,2 NV 0 6,5 610 0,01

2/8 4,1 V-NV 0 6,7 593 0,08

5.1 Beregning av styrke på sjikting i vassmassen Beregning av styrken av sjiktningen i vannmassen i SL, målt med stabilitetsindeksen N2

nedover i vannsøylene på de ulike datoer er vist i Fig. 4, jfr. kap. 3.1 for definisjon og

beregninger.



Fig. 4. Stabiliteten i vannsøylen, målt ved N2 indeksen, relativt til dybde på gitte datoer.

Med utgangspunkt i data vist i Tab. 5 og 6 har vi beregnet relevante multiple

regresjonsligninger:

a) SI = 2,8784 + (0,04114×Nedbør) – (0,59701×vindstyrke) + (0,00162×lengde). Disse

tre faktorene forklarer alene 87 % av variasjonen i stratifiseringsindeksen SI

(standardavviket av tetthetssjiktningen). Størst forklaringsverdi har parameteren

vindstyrke, med en korrelasjon til SI på r = - 0,67. Indeksen er positivt korrelert til

nedbørsmengde og negativt korrelert til vindstyrke.

b) N2 = 0,02579 + (0,00059×Nedbør) – (0,001975×vindsstyrke) – (0,000014×lengde).

Variablene forklarer 92 % av variasjonen, og nedbør er den viktigste forklaringsfaktoren

med en korrelasjon til N2 på r = 0,88. Også denne indeksen er positivt korrelert til

nedbør og negativt korrelert til vindstyrke.

c) eW = - 0,886 + (0,079×Nedbør) – (0,247×vindstyrke) + (0,0029×vindstrekk).

Variablene forklarer 81 % av variasjonen i indeksverdiene.

d) lnW = - 0,0891 + 0,025×Nedbør – 0,8396×vindstyrke.

Fig. 5. Stabilitetsparametre og vindstyrker sommeren 1998. Til høyre: Korrelasjon mellom stabilitetsindeksen W (Wedderburn tall) og vindhastigheten.

Som vist i Fig. 5 nedenfor er lnW (målt i juli 1998) sterkt negativt korrelert til

vindstyrken, noe som synes å skyldes større omrøringer som gir lavere tetthets- og

y = -0,7624x + 0,0643R² = 0,8246

-7

-6

-5

-4

-3

-2

-1

0

1

2

0 2 4 6 8 10

vindhastighet

lnW/vind (juli 1998)



salinitetsdifferanser ved høyere vindstyrke.

d) RiL (ved dybde 26 meter) = 89,7568 + 18,4538×Nedbør – 35,6522×vindhastighet.

Parametrene forklarer 70 % av variasjonen av indeksen.

Ved å benytte et gjennomsnitt (normalverdier) for månedlige nedbør og vindhastighet,

målt på Florida, i regresjonsligningene for de forskjellige stratifiseringsindeksene, får vi

en oversikt over i hvilke måneder der stratifiseringen i vannmassen er størst, jfr. Fig. 6

og 7. Beregninger med bruk av både N2 og RIL- indeksen gir det samme resultat. Som

tidligere nevnt er det minst fare for utlekking av H2S dersom massedumpingen skjer i en

periode hvor det er store tetthetsforskjeller mellom det øvre vannlaget og det under-

liggende vannet, dvs. i perioder hvor stabiliteten er størst og stratifiseringsindeksene er

høyest.



Fig. 6. Stabiliserings- og stratifiseringsindekser basert på normal nedbør og vindstyrke.

0

20

40

60

80

100

120

140

RiL (D = 20 m)

0102030405060708090

RiL (D= 13 meter)



Fig. 7. Layer Richardson number beregnet ved forskjellige dybder.

Variasjon i stratifiseringsindeksen gjennom året (såkalte Cusum-verdier) er godt illustrert

ved bruk av de ulike indekser, jfr. Fig.8.

Fig. 8. Cusum verdier som viser avvik fra gjennomsnitt (0-linje) for de forskjellige stratifiseringsindeksene gjennom året, basert på 30-års normaler i værdata (1960 -1990).

Beregningene ovenfor er gjort ved bruk av midlere nedbør og vindstyrke (de siste 30 år).

Det er store variasjoner i vær og vindforhold både mellom år og fra dag til dag innen

samme måned. Eksempelvis viser beregninger ved bruk av samme regresjonsligninger at

stabilitetsindeksen SI i 2013 (som et eksempel) var høy både i januar og februar, men

svært lav i desember, samt vesentlig lavere i september enn ved bruk av gjennomsnitts-

normaler for vind og nedbør.

0

5

10

15

20

25

RiL (D = målt mnd gj.sn. h1)

-2

-1

0

1

jan febr mars april mai juni juli aug sept okt nov des

SI

-0,5

0

0,5

eW

-0,1

-0,05

0

0,05

0,1


W

-0,005

0

0,005


N2

-50

0

50

100


RiL



Fig. 9. Variasjon i SI gjennom året gjennom 2013 som et eksempelår, sammenlignet med 30-års normalen.

Beregninger ut fra værdata for 2013 viser også at sjiktningen kan svekkes flere dager i

samtlige måneder, dvs. relativt store variasjoner kan inntreffe innen samme måned. I

rundt 20 % av årets dager var sjiktningen så svak (SI <1) at det er grunn til å anta at

oppdrift av H2S kan forekomme ved omrøring i vannmassene (dvs. ved anleggsarbeid).

-1,5

-1

-0,5

0

0,5

1

1,5

Jan febr mars april mai juni juli aug sept okt nov des

Variasjon av SI gjennom ett år

SI normaler

SI 2013

0-linje

Variasjon i sjiktning og risiko for utlekking av H2S


6 VARIASJON I SJIKTNING OG RISIKO FOR

UTLEKKING AV H2S

Oppdrift av forurensinger i bunnsedimentene, samt oppløft og utlekking av H2S, vil

primært avhenge av styrken på sjiktningen i vannet, jfr. analyser vist i forrige kapittel.

Sjiktningen er bestemt av flere forhold. Viktigst er tetthetsgradientene ved forskjellige

dyp. De forskjellige indeksene basert på gjennomsnittsverdier for nedbør (avrenning) og

vindstyrke de siste 30 årene gir ett relativt samsvarende resultat for Store

Lungegårdsvann, og viser sterkest stratifisering i høstmånedene september og oktober,

samt i februar og mars. Lavest er stabiliteten og stratifiseringen i vintermånedene

desember og januar og i vårmånedene april og mai.

Tab. 7. Indeksverdier beregnet med utgangspunkt i normalverdier for vindstyrke og nedbør. Rød farge markerer de mest ugunstige tidspunkt for massedumping dersom man ønsker å unngå

oppløft av gass. Gul farge markerer perioder hvor oppløft er mindre sannsynlig, men kan allikevel skje under ugunstige værforhold.

SI verdier mellom 1 og 3 indikerer moderat stratifisering, hvor det er en mindre, men

likefullt tilstedeværende fare for oppløft av H2S under anleggsarbeid og forstyrrelser i

vannmassene. SI verdier < 1 (januar, april, desember) indikerer svak stratifisering og

større fare for oppløft av H2S. De andre parametrene indikerer noenlunde det samme,

men her faller også mai måned dårlig ut med lave verdier. Ved gjennomsnittlige mengder

nedbør og vindforhold vil sjiktningene være moderate, og oppløft av gasser m.m. kan

forekomme alle måneder. Faren for dette er størst vår (april, mai) og vinter (desember,

januar). ”Layer Richardson number” viser tilsvarende økt sannsynlighet for miksing av

øvre og nedre vannlag i vårmånedene mai og april, samt i vintermånedene januar og

desember. Denne indeksen indikerer imidlertid at bunngenerert turbulens ikke er

tilstrekkelig til å svekke stratifiseringen andre måneder (forutsatt normale værforhold).

Den store variasjonen vi har i lokale værforhold medfører at sjiktningen kan brytes ned

enkelte dager også i de måneder hvor den normalt er sterk nok til å hindre oppdrift av

gassen. Faren for oppløft av H2S er minst når vinden blåser fra sørøstlig eller sør-

sørøstlig retning.

Måned SI N2 eW W

Januar 0,90 0,0110 0 0,016

Februar 2,58 0,0157 0,45 0,120

Mars 2,34 0,0149 0,37 0,092

April 0,89 0,0125 0,06 0,049

Mai 1,72 0,0119 0 0,041

Juni 2,18 0,0139 0,23 0,076

Juli 2,07 0,0137 0,21 0,065

August 1,95 0,0139 0,24 0,052

September 2,44 0,0170 0,65 0,093

Oktober 2,30 0,0162 0,55 0,078

November 2,05 0,0154 0,44 0,055

Desember 0,76 0,0106 0 0,009



Fig. 10. Grønne firkanter: Gjennomsnittlige månedsverdier for vindstyrke og nedbør. Punkt (månedsverdier)

som ligger mellom linjen for SI = 3 og SI = 1 gir moderat sjiktning, punkt over blå strek tilsier ingen sjiktning. Til høyre: Verdier for nedbør og vindstyrke over RiL = 2 tilsier ingen sjiktning, verdier mellom RiL = 2 og 20 tilsier moderat sjiktning, mens verdier under rød strek gir god sjiktning.

Dersom dumpingen skjer i en periode hvor det er store tetthetsforskjeller mellom det

øvre vannslaget og det underliggende vannet, er det mindre fare for oppløft av

sedimentpartikler, samt H2S, enn om dumpingen skjer i perioder med små

tetthetsforskjeller mellom de ulike vannlagene. Tettheten i forskjellige dyp er bestemt av

temperatur og saltholdighet. Tettheten avtar med økt temperatur (T) og vokser med økt

saltholdighet (S). Vindforholdene er en annen viktig faktor. Jo sterkere vinden blåser,

desto svakere blir sjiktningen. I tillegg er den såkalte ”fetch length” (L), lengden av

vannet vinden blåser over, en viktig faktor. Vindretningen vil være bestemmende for

denne lengden, og må derfor tas med i vurderinger angående hvilke tidspunkt som er

gunstigst å foreta dumping. Ferskvann fra elver (her først og fremst Møllendalselven) vil

variere gjennom året. Når ferskvannstilførselen er størst, enten det skyldes avrenning fra

elv eller kraftig nedbør, vil saltholdigheten i overflaten bli sterkt redusert, og det vil

dannes et overgangslag med stor stabilitet som vertikalkonvensjonen ikke trenger

gjennom. I slike perioder vil H2S lekkasje være mindre sannsynlig.

Sjøbunnen i Store Lungegårdsvann består fortrinnsvis av finpartikulert materiale som lett

kan virvles opp dersom sedimentet utsettes for forstyrrelser. Det er dokumentert H2S i

sedimentene helt opp til 10 meters dyp, noe som omtrent tilsvarer den dybden hvor

stabiliteten av vannsøylene mellom lettere og tyngre væsker (stabiliseringsindeksen N2)

er null, dvs. opp til en ”fysisk” sperre. På tidspunkt hvor denne sperren er borte vil det

være størst fare for oppdrift av H2S. Dersom H2S gassen virvles opp til det øvre

brakkvannslaget vil gassen komme i kontakt med oksygen og kan da oksideres til sulfat.

H2S er tyngre enn luft og vil dersom den kommer opp i overflaten trolig ha liten vertikal

spredning, og relativt raskt oksidere til SO2. Satoshi et al. (2012) fant at H2S -

konsentrasjonen sank med mellom 19 og 34 % i løpet av 30 minutter i marine sediment

som kom i kontakt med luft, og at oksidasjonshastigheten var signifikant avhengig av

utgangskonsentrasjonen og saltholdigheten, men uavhengig av temperatur og pH.

Konsentrasjonen sank raskest ved i utgangspunktet lavere konsentrasjoner. Trass i

terskelen under Nygårdsbroen viser stratifiseringsindeksene middels sterk stratifisering

og tidvis god sirkulasjon i vannmassene.

Det er kun påvist H2S og manglende oksygen i SL på de største dypene på de tidspunkt

av året hvor sjiktningen normalt er sterkest. Selv om det ikke foreligger konkrete

0

1

2

3

4

5

6

7

8

9

0 2 4 6 8 10 12

Vin

dst

yrke

m/s

Nedbør i mm

Rib

Ri = 2

Ri = 20



målinger av nivået av H2S i bunnsedimentene, er det derfor grunn til å anta at

konsentrasjonene ligger på et moderat nivå. Det tilsier derfor relativt rask oksidering

dersom gassen blir virvlet opp til aerobe (oksygenholdige) vannmasser.

6.1 Vil utlekking av H2S til luft være et problem?

Oppdrift fra vann ved utfylling av steinmasser kan vurderes som punktutslipp fra lav

høyde (h=0 meter), den horisontale spredningen vil derfor bli liten. Spredningen og

diffusjonen i luft er i tillegg til utslippshøyden avhengig av atmosfærens stabilitet og

vindhastigheten. H2S vil oksidere i luft til SO2, og raskt brutt ned.

Ved ett verst tenkelig senario hvor konsentrasjonen ved utslippstedet er rundt 10 mg/s

nær overflaten (omtrent som utslippet som i 2010 skapte problem i Sælenvannet) og

under nøytrale atmosfæriske forhold og det blåser stiv kuling (18 m/s), vil

konsentrasjonen være redusert til akseptabel luktegrand (ca 0,20 mg/m3) i en avstand

på ca 12 meter fra utslippspunktet. Ved utslipp på 4,5 mg/s vil akseptabel luktegrense

være redusert til ca 8 meter fra utslippspunktet, mens det ved utslipp av 1 mg H2S pr.

sekund kun vil lukte helt nært opp til utslippspunkt (beregnet ut fra metode oppgitt av

Seinfeld (1986)). Ved verst tenkelig senario kan konsentrasjonen ved utslipp av 5 mg/s

(rundt halvparten av utslippsmengden i Sælenvannet) komme nær opp til den

administrative normen på 7 mg/m3. Dette er svært lite sannsynlig.

Mest trolig vil mengden H2S som eventuelt kommer til overflaten ved steindumping som

gir ett punktutslipp, være i en størrelse som gjør at det kun vil være merkbar lukt nært

utslippspunktet.

Oppsummert er det mest sannsynlige senarioet at H2S under anleggsarbeidet enkelte

dager i perioder med ugunstige værforhold (mye vind, lite nedbør) kan virvles opp til

overflaten i lave konsentrasjoner grunnet at vannsøylen blir utsatt for forstyrrelser.

Gassen vil neppe spre seg innover bebyggelse og konsentrasjonene vil ikke være

helsefarlig, men grunnet den lave luktterskelen kan det tenkes at personer som går tur

langs Store Lungegårdsvann tidvis vil kjenne noe lukt av ”råtne egg”. Vi vurderer derfor

samlet risiko for helseproblemer for svært lavt. Sannsynligheten for overskridelse av den

administrative normen på 7 mg/m3 (5 ppm) skal overskrides under anleggsarbeid anses

som svært liten, men muligheten for dette kan likevel tenkes (ved ett verst tenkelig

senario) nær opp til utslippspunktet.



6.2 Metodisk risikoanalyse

Foretatte beregninger og analyser tilsier at vesentlige luktproblem som overskrider

gjeldende normer vil kunne forekomme av og til, samt at resultatet dersom det lekker ut

H2S vil gjøre marginal skade, dvs. mest trolig kun skape et kortvarig luktproblem i kort

avstand fra SL. Dette gir poengsummen 11 i risikomatrisen (Tab. 8).

Tab. 8. Risiko analyse vurdering beregnet etter metode beskrevet i metodekapittel.

Katastrofalt Kritisk Marginal Uvesentlig

Frekvent 1 3 7 13

Sannsynlig 2 5 9 16

Av og til -> 4 6 11 18

Sjeldent 8 10 14 19

Usannsynlig 12 15 17 20

Denne poengsummen (11) tilsier at tiltaket er akseptabelt dersom man tar hensyn til at

luktproblem under ugunstige værforhold kan forekomme, selv om dette i så fall vil være

sjeldne hendelser. Det anbefales derfor at avbøtende tiltak vurderes.

Tab. 9. Risikoakseptabel indeks.


1 - 5 Uakseptabelt

6 - 9 Uønsket

10 - 17 Akseptabelt med forbehold

om hensynstaking til mulige

hendelser

18 - 20 Akseptabelt uten forbehold.

Beregninger i henhold til standard AZ/NZS 4360 (jfr. metodekapittelet) gir akseptabel

risiko dersom vi antar at H2S vil lekke ut i over 20 % av dagene arbeidet pågår, og

uvesentlig risiko dersom utlekkingen skjer sjeldnere.

Dette gjelder både risiko for vesentlige luktproblem for turgåere, samt risiko for mindre

helseplager for anleggsarbeidere dersom eventuelle helseplager anses som moderate og

sannsynligheten for utslipp opp mot tiltaksgrensen anses som liten. Resultatet av våre

risikovurderinger er oppsummert i Tab. 10.

Tab.10. Risikovurderinger – samlet oversikt.

Hyppighet

(Sannsynlighet)

Alvorlighetsgrad

(ved forekomst)

Konsekvens Vurdering

Luktproblem Av og til Marginal Ubehag Akseptabel med

mindre avbøtende

tiltak.

Helseplager for

anleggs-

arbeidere.

Usannsynlig Kritisk Mindre

helseproblem

(kvalme o.l.)

Akseptabel med

mindre avbøtende

tiltak.

Mulige avbøtende tiltak og hensyn


7 MULIGE AVBØTENDE TILTAK OG HENSYN

Dersom man generelt ønsker å forbedre miljøtilstanden i vannet, slik at man unngår

dannelse av H2S, må vannet tilføres mer oksygen i bunnen, dvs. miksingen mellom

overflatevann og dypvann må bli bedre. Dette kan teknisk gjøres ved å fjerne tilgroing av

blåskjell under den gamle Nygårdsbroen (som i dag gir begrensende gjennomstrømning i

sundet), eller ved å sprenge vekk terskelen som hindrer innblanding av oksygen i dypet i

SL.

Flere forskere, f.eks. Luther et al. (2004), har foreslått at man påser at fyllmasser (ved

tildekking av bunnsediment) er rike på jern. Jernet vil da reagere med H2S med dannelse

av pyritt som så vil bunnfelle sulfid i sedimentet.

Det bør vurderes å stanse eller begrense utfyllingsarbeidet i SL på dager med sterk vind

og lite nedbør, ettersom faren for nedbryting av sjiktningen i vannmassen øker/er størst.

Eventuell H2S gass som kommer til overflaten vil da kunne spe seg noe lengre distanse.

Spesielt oppmerksom bør man være i vintermånedene, samt i april og mai måned (jfr.

oversikt over faktorer som styrer sjiktningen i vannmassen).

Siden det ved et verst tenkelig senario ikke helt kan utelukkes at H2S-konsentrasjonen

nær ett eventuelt utslippspunkt kan komme opp mot den administrative norm for

forurensing i arbeidsatmosfæren (5 ppm), noe som kan gi mindre helseproblem (kvalme,

hodepine og lignende) for anleggsarbeidere, anbefales det at det ved eventuell sterk lukt

av H2S blir foretatt konsentrasjonsmålinger, samt at anleggs arbeidet stanses dersom

konsentrasjonen kommer opp mot dette nivået.

Referanser


8 REFERANSER

Arbeidstilsynet. 2011. Administrative normer for forurensing i arbeidsatmosfæren.

Veiledning, best.nr.361.

Bergen kommune 2013. Områderegulering for Store Lungegårdsvann. Planprogram,

nov. 2013.

Botnen, H. B., A. Aadnesen & P. J. Johannessen, 1995. Partikkelkonsentrasjonen i

Store Lungegårdsvann under utlegging av sprengsteinfylling. - IFM rapport 2-1995.

Burgman, M. 2005. Risks and Decisions for Conservation and Environmental

Management. Cambridge Uni. Press. pp.488.

Dryer, K. R. 1997. Estuaries. A Physical Intoduction. 2nd Edition. John Wiley & Son. pp.

195.

Dunette, D. A. et al. 1985. The source of hydrogen sulfid in anoxic sediment. - Water

Res. Vol.19, No 7, pp. 875-884.

Heggøy, H. et al. 2005. Byfjordsundersøkelsen - overvåking av fjordene rundt Bergen.

- Rapport 6. pp. 196, Biologisk institutt, UiB.

Håland, A. & Simonsen,Å. 2013. Deponering av tunnelmasser i Sælenvannet,

Bergen kommune. Vurdering av konsekvenser for økosystem og biologisk

mangfold. – NNI-Rapport 336. pp.62.

Jernbaneverket, 2013. Bergensbanen (Dale) – Bergen, Arna – Bergen. Tiltaksplan for

miljørisikovurdering for tildekking av sjøbunnen i Store Lungegårdsvann, Bergen. UUT-

OO-H-19710.

Johnsen, T. M. et al. 1998. Miljøvurderinger av utfylling av sprengstein i Store

Lungegårdsvann. NIVA-rapport nr. 3927-98, 49 s.

Johnsen, T. M., Molvær, J., Sundfjord, A. 1999. Store Lungegårdsvann – overvåking

under dumping av spredning av springstein. - NIVA rapport 4109-99, pp.53.

Johnsen, T. M., Lundmark Daae, K., & Yukashev, J. 2010. Overvåking av

hydrogensulfid, Bergen, 2010. - NIVA-rapport 5970-2010, 22 s.

Johannessen, P. 2010. Nordåsvannet – slik jeg har sett det. Pp. 170 – 191. I:

Johannessen, P. mfl. (red). Bergensfjordene - natur og bruk. 191 s.

Kambestad, A. 1989. Prøveutpumping av bunnvann fra Sælenvannet. – RB-rapport nr.

8. pp.16.

Luther, G. W. et al. 2004. The Roles of Anoxia, H2S, and Storm Events in Fish Kills of

Dead-end Canals of Delaware Inlands Bays. - Estuaries Vol.27, No 3, pp. 551-560.

Referanser


Satoshi, A. et al. 2012. Development of an On-site Simplified Determination Method for

Hydrogen Sulfide in Marine Sediment Pore Water Using a Shipboard Ion Electrode with

Consideration of Hydrogen Sulfide Oxidation Rate. Interdisciplinary Studies on

Environmental Chemistry – Environmental Pollution and Ecotoxicology. Terrapub, pp.

345-352.

Seinfeld, J. H. 1986. Air Pollution. Chapter 14. Wiley Interscience.

Shintani, T. et al. 2010. Generalization of the Wedderburns number: Parameterizing

upwelling in stratified lakes. - Limnol. Oceanogr. 55(3): 1377-1389.

Statens Vegvesen, Vegdirektoratet. 2006. Konsekvensanalyser. Håndbok Nr. 140 i

Vegvesenets handbokserie. 290 s.

Thomasen Hestetun, J., Heggøy, E. & Johannessen, D. 2012. Resipientovervåking

av fjordsystemene rundt Bergen 2011-2015. e-Rapport nr.9, pp. 218.

Vegdirektoratet 2011. Vann og vannforurensning. En litteraturgjennomgang og

identifisering av kunnskapshull. - VD rapport 46-2011, 65 s.

Wiggins, J. 1985. “ESA Safety Optimization Study.” Hernandez Engineering, HEI-

685/1026, Houston, TX.

8.1 Informasjon hentet fra nettressurser

Bergen kommune [http://www.bergen.kommune.no/]

Naturbasen 2010 [www.dirnat.no]

Norsk Institutt for skog og landskap [http://www.skogoglandskap.no/]

Norges Geologiske Undersøkelse [http://ww.ngu.no]

Statens kartverk [norgeskart.no]

Vedlegg 1 Beregning av tetthet i vannmassene


9 VEDLEGG 1 BEREGNING AV TETTHET I VANNMASSENE

Tetthet ρ er beregnet ved følgende formel:

ρi = ρ* + A.S + B.Si3/2 + C.Si

Hvor ρ* = 999,842594 + 6,793952x10-2.

Ti – 9,09529x10-3. Ti2 + 1,001658x10-4. Ti

3 – 1,120083x10-6. Ti4 + 6,536336x10-9. Ti

5, A =

8,24493x10-1 – 4,0899x10-3. Ti + 7,6438x10-5. Ti2 – 8,2467x10-7. Ti

3 + 5,3875x10-9.Ti4

B = - 5,72466x10-3 + 1,0227x10-4.Ti

C = 4,8314x10-4

Documents

Deponering av tunnelmasser i Store Lungegårdsvann, Bergen ... · manglende termoklin (TSI