AC-baserad tunnskiktsövertäckning – Fördjupning

Tillämpning

AC-baserad tunnskiktsövertäckning (AC – Activated Carbon), även kallad ”aktiv tunnskiktsövertäckning med aktivt kol”, är en in situ-åtgärd. Metoden innebär att ett skikt med starkt adsorberande aktivt kol sprids ut över de förorenade sedimenten. Det aktiva kolet blandas därefter ned i den biologiskt aktiva zonen genom naturlig omblandning (bioturbation) ned i de förorenade sedimenten. Lösta föroreningar kan då adsorberas till det aktiva kolet vilket resulterar i en påtaglig minskning av föroreningarnas biotillgänglighet i sedimentet. Därigenom minskas föroreningsupptag och exponering av organismer i sedimentens biologiskt aktiva zon samt föroreningarnas rörlighet. På engelska heter metoden “active thin-layer capping with activated carbon”.

AC-baserad tunnskiktsövertäckning är lämplig för och har använts vid hantering av en lång rad organiska och metallorganiska sedimentföroreningar i löst fas med relativt stark, men varierande, bindningsaffinitet för aktivt kol. Föroreningarna inkluderar PCB, PAH, dioxiner/furaner, klorerade bekämpningsmedel, TBT och metylkvicksilver (Patmont et al 2014, USEPA 2013). Även om det är vanligast med behandling av organiska föroreningsämnen så kan aktivt kol, baserat på dess generella sorptionsförmåga för metaller (Fu & Wang 2011), även användas för en del metallföroreningar i sediment, men metoden har hittills använts i begränsad utsträckning för detta ändamål (USEPA 2013). Däremot bedöms den ej vara lämplig för behandling av fri fas av organiska föroreningar med begränsad vattenlöslighet (Non-aqueous phase liquids, NAPL) som t.ex. olja eller kreosotolja. Detta beror främst på att dessa tenderar att täcka och blockera den reaktiva ytan hos kolpartiklarna (Reible et al 2008) vilket avsevärt minskar deras effektivitet för att binda föroreningar i löst fas.

Terminologi: AC-baserad tunnskiktsövertäckning betraktas av många verksamma inom området sedimentåtgärder som en ”in situ-behandling”. Använder man denna benämning ska det noteras att AC-baserad tunnskiktsövertäckning är en av två metoder för in situ-sedimentbehandling med aktivt kol. Den andra metoden bygger på att aktivt kol eller annat behandlingsmedel mekaniskt blandas ner i sedimenten, t.ex. genom injektion eller med matarskruvar, snarare än att det sker gradvis genom naturlig bioturbation. Denna mekaniska in situ-metod bedöms ej vara lämplig att använda då den är förknippad med ett flertal problem, och beskrivs på Åtgärdsportalen under ”Klassisk in situ-behandling”.

Figur 1: Gradvis nedblandning av aktivt kol över tid i den biologiskt aktiva zonen genom bioturbation (skissen är ej skalenlig). Illustration av Joe Jersak och Peter Harms-Ringdahl.

Det ska också nämnas att AC-baserad tunnskiktsövertäckning är en helt annan in situ-åtgärd med andra principer och mål än in situ-åtgärden förstärkt övervakad naturlig självrening (FÖNS), även kallad konventionell tunnskiktsövertäckning.

Status och historik

När man ser tillbaka på utvecklingen för AC-baserade tunnskiktsövertäckning är det upplysande att först a) undersöka hur aktivt kol blev den mest använda kolsorbenten vid in situ-hantering av förorenade sediment, och sedan b) hur användningen av aktivt kol utvecklats för tillämpning vid AC-baserad tunnskiktsövertäckning, till skillnad från hur det används vid klassisk in situ-behandling (se ”Tillämpning”) och inom aktiv isolationsövertäckning.

Hur aktivt kol blev den mest använda kolsorbenten

Enligt internationell forskning finns en rad olika typer av kol (bl.a. aktivt kol, koks, stenkol, träkol, sulfatlignin, biokol, torv) som kan binda olika sedimentföroreningar. Forskningen visar att aktivt kol är den kolsort som är mest effektiv vad gäller att binda sedimentföroreningar och därmed reducera föroreningskoncentrationer lösta i porvattnet (Patmont et al 2014) (USEPA 2013, Janssen & Beckingham 2013, Ghosh et al 2011, Kupryianchyk et al 2012a). Detta oavsett källan till kolet som används vid tillverkningen, t.ex. skal från kokosnöt eller stenkol (USEPA 2013, Sharma 2009, Hung 2007). Detsamma gäller för olika partikelstorlekar, även om det är allmänt vedertaget att finkornigare pulveriserat aktivt kol (PAC), är effektivare, med avseende på kinetik och kapacitet, än granulärt aktivt kol (GAC) som utgörs av större partiklar (Janssen & Beckingham 2013, Ghosh et al 2011, Zimmermann 2005, Rakowska et al 2012).

PAC och GAC är också de kolsorbenter som framgångsrikt testats, kommersialiserats och använts i full skala. Aktivt kol är även tillgänglig i större kvantiteter och till rimliga priser. På grund av detta har aktivt kol blivit den mest använda kolsorbenten vid pilot- och fullskaleåtgärder baserade på tillsats av adsorbent vid in situ-behandling av förorenade sediment (Patmont et al 2014, USEPA 2013, Janssen & Beckingham 2013, Ghosh et al 2011, Kupryianchyk et al 2015).

Det måste emellertid påpekas att det vid användning av aktivt kol har rapporterats sekundära effekter på vissa arter av bottenlevande organismer, inklusive negativ påverkan på egenskaper, som överlevnad, tillväxt, fettinnehåll och beteende (Janssen & Beckingham 2013, Kupryianchyk et al 2015, Janssen 2012, Jonker et al 2009). Det behövs vidare forskning för att utvärdera dessa miljöeffekter, inklusive vilka art-, sediment- och AC-specifika förhållanden som ökar risken för dem (Janssen & Beckingham 2013, Nybom 2016). I praktiken måste de negativa effekterna av aktivt kol vägas mot dess effektivitet vad gäller att minska föroreningars biotillgänglighet för bottenlevande organismer (Kupryianchyk 2012 b).

Det bör också påpekas att icke-kolbaserade adsorbenter har testats och använts vid åtgärder som kan betraktas som aktiv tunnskiktsövertäckning, även om de inte uttryckligen benämns som detta. Till skillnad från fallet med aktivt kol består användningen av icke-kolbaserade adsorbenter i att tunna lager silikatmineral eller kemiskt modifierade leror läggs ut för att binda fosfor och därmed minska övergödning (Renman et al 2013, SePRO Corporation 2011). Användning av icke-kolbaserade adsorbenter i detta syfte betraktas vanligen som en metod för att återställa vatten och ytvatten, snarare än en efterbehandlingsmetod för förorenade sediment.

Hur användningen av aktivt kol inom aktiv tunnskiktsövertäckning utvecklades

De första projekten som använde aktivt kol för hantering av sedimentföroreningar in situ genomfördes i USA. Några av de mest kända är nedre Grasse River i New York 2006 och Hunters Point i Kalifornien 2004 och 2006 (Patmont et al 2014). Samtliga projekt använde en mekanisk metod för att blanda ner det aktiva kolet i sedimentets biologiskt aktiva zon (se ”Klassik in situ-behandling” här på Åtgärdsportalen).

Resultaten från dessa projekt visade hur effektivt och snabbt aktivt kol reducerar exponering för och upptag av sedimentföroreningar hos sedimentlevande organismer. Dock var det också tydligt att mekanisk iblandning av aktivt kol har en rad nackdelar, nämligen a) betydande fysisk störning på botten- och vattenmiljöer, b) utrustningen kan endast användas i grunda vatten med bibehållen verkningsgrad, c) svårt få till stånd kontrollerad och jämn utläggning av rätt mängd aktivt kol på rätt djup i sedimenten och d) förhållandevis arbetsintensiv och därmed relativt kostsam (Ghosh et al 2010).

För att övervinna dessa begränsningar togs en alternativ metod fram där aktivt kol användes i aktiv tunnskiktsövertäckning, och de första projekten utfördes i USA under senare delen av 00-talet (Patmont et al 2014). Fördelarna med att använda aktivt kol i aktiv tunnskiktsövertäckning var uppenbara, nämligen a) relativt liten påverkan, med minimala störningar på botten- och vattenmiljöer, b) kan användas för behandling av förorenade sediment i mycket djupare vatten, och c) totalt sett lägre kostnader. AC-baserad tunnskiktsövertäckning är därför numera vanligare än den mekaniska metoden för iblandning av aktivt kol i sediment.

Till dags dato (början av 2018) har totalt 12 AC-baserade främst i pilotskala (men några i fullskala) genomförts över hela världen (Patmont et al 2014); nio av dem i USA, två i Norge och ett i Nederländerna. Det motsvarar ungefär det sammanlagda antalet FÖNS projekt som genomförts. I jämförelse med isolationsövertäckningar så ligger AC-baserad tunnskiktsövertäckning långt efter i antal genomförda projekt. AC-baserad tunnskiktsövertäckning är dock en allt mer välkänd åtgärdsmetod i USA (Patmont et al 2014, USEPA 2013, Kupryianchyk et al 2015). Det ökande användandet av metoden märks också på att samtliga nio amerikanska projekt har genomförts relativt nyligen, mellan 2009 och 2013 och att flertalet metodbeskrivningar och vägledningar om metoden har publicerats under de senaste åren (USEPA 2013, ITRC 2014). Det är också värt att notera att metoden refereras på amerikanska naturvårdsverkets webbplats CLU-IN (USEPA 2017).

Även i andra länder verkar AC-baserad tunnskiktsövertäckning vara på väg mot samma status, särskilt i Norge (Miljødirektoratet 2016, Den Grønne Manual 2013, Cornelissen et al 2011).

I dagsläget (början av 2018) har inga projekt med aktiv tunnskiktsövertäckning (vare sig AC-baserad eller med annat aktivt ämne) genomförts i Sverige, men det bör tilläggas att aktivt kol har använts i ett projekt med aktiv isolationsövertäckning alldeles nyligen (se ”Tekniskt utförande”). Det har dock genomförts en del forskning gällande metoden, främst då på användandet av kolsorbenter, inklusive aktivt kol (Renman et al 2013, Gunnarsson et al 2015a & 2015b, Josefsson et al 2012, Samuelsson 2012, Samuelsson 2015, Josefsson 2011).

Behandlingsprinciper

Lämpliga åtgärdsmål för AC-baserad tunnskiktsövertäckning inkluderar:

Minska sedimentlevande organismers exponering för föroreningar i löst fas.
Minska vattenlevande organismers upptag av föroreningar.
Minska föroreningarnas rörlighet.

Behandlingen verkar genom ett flertal steg varav de väsentligaste redovisas nedan:

Ett tunt lager aktivt kol placeras ut på de förorenade sedimenten (se ”Tekniskt utförande”). Tjockleken på lagret ska vara mindre än djupet på den biologiskt aktiva zonen, normalt i storleksordningen någon millimeter till högst några få centimeter.
Med tiden kommer sedimentlevande organismer att på naturlig väg blanda ned (bioturbera) kolpartiklar allt djupare i den biologiskt aktiva zonen (se Figur 1). Detta kommer till slut att resultera i att partiklar av aktivt kol kommer i kontakt med föroreningar lösta i den biologiskt aktiva zonens porvatten.
Partiklar av aktivt kol sorberar och binder föroreningar till de reaktiva ytorna.
Till följd av att föroreningarna binds reduceras koncentrationen av föroreningar i porvattnet i den biologiskt aktiva zonen signifikant.
Det är känt att föroreningar lösta i sedimentens porvatten är mycket biotillgängliga (ITRC 2011, NYDEC 2014). Därmed medför en kraftig reduktion av koncentrationerna i den biologiskt aktiva zonens porvatten en omedelbar och betydande reduktion av föroreningars exponering, upptag och rörlighet.

Några ytterligare saker som är relaterade till behandlingsprinciper och åtgärdsmål för AC-baserad tunnskiktsövertäckning som bör nämnas är hur de skiljer sig från de som gäller för konventionell tunnskiktsövertäckning, FÖNS (förstärkt övervakad naturlig självrening).

Lagertjocklek: När det gäller AC-baserad tunnskiktsövertäckning nås åtgärdsmålen som tidigare nämnts genom att lager med aktivt kol läggs ut, där lagertjockleken är mindre än djupet på den biologiskt aktiva zonen. Detta skiljer sig från FÖNS, där tjockleken på lagret med icke-sorberande material, t.ex. naturliga sediment eller sand, ska vara minst samma som djupet för den biologiskt aktiva zonen för att uppfylla åtgärdsmålen.

Hantering av nya föroreningar efter åtgärden: På många platser kommer den naturliga sedimenteringen att överlagra lagret med aktivt kol. Med tiden kommer sedimentlevande organismer att bioturbera ner även dessa sediment, som kan vara förorenade, i den redan behandlade biologiskt aktiva zonen. Detta är samma process som äger rum där FÖNS använts som åtgärd, men AC-baserad tunnskiktsövertäckning skiljer sig avsevärt från FÖNS vad gäller minskningen av risk och exponering. I fallet med FÖNS kommer den sammanlagda koncentrationen av föroreningar i de nya sedimenten att spädas ut då den blandas med icke-reaktiva material, men det kan hända att koncentrationen av lösta, biotillgängliga föroreningar ändå inte minskar. Detta skiljer sig från AC-baserad tunnskiktsövertäckning som avsevärt kan minska föroreningskoncentrationen i porvattnet, eftersom de nya föroreningarna blandas med redan behandlade, fortfarande adsorberande, sediment.

En översiktlig jämförelse av in situ-hantering av sediment med AC-baserad tunnskiktsövertäckning och FÖNS ges i figur 2.

Figur 2:Principfigur. En översiktlig jämförelse av FÖNS (konventionell tunnskiktsövertäckning) (t.v.) och AC-baserad aktiv (t.h.) tunnskiktsövertäckning (skissen är ej skalenlig). Illustration av Joe Jersak och Peter Harms-Ringdahl.

Det ska betonas att användningen av aktivt kol i tunnskiktsövertäckning skiljer sig från hur den används i aktiv isolationsövertäckning. Även om dess funktion i båda åtgärderna är att binda föroreningar handlar det för isolationsövertäckning om a) andra långsiktiga åtgärdsmål och b) ingen direkt fysisk kontakt mellan aktivt kol och bottenlevande organismer i övre delen av isolationsövertäckningen. Därmed är inte eventuella sekundära biologiska effekter med avseende på det aktiva kolet aktuella för den åtgärden.

Tekniskt utförande

Vid konstruktion av sedimentövertäckningar under vattenytan är det huvudsakligen två omständigheter som måste beaktas, nämligen 1) hur övertäckningsmaterialet sedimenterar när det faller ner genom vattenpelaren och, i slutändan, 2) att massorna läggs ut jämnt och kontrollerat över sedimentytan (se avsnittet ”Tekniskt utförande” för Isolationsövertäckning). Detta gäller givetvis även vid konstruktion av AC-baserade tunnskiktsövertäckningar.

Sedimentering av AC partiklar ner genom vatten

När konventionellt (icke-reaktivt) material, såsom naturlig sand eller krossad sten, läggs ut i vatten är det sällan ett problem att få tillräcklig partikelsedimentering eftersom sådana partiklar har högre densitet än vatten. Detta i motsats till aktivt kol, där det kan vara en betydande utmaning att få tillräcklig sedimentering av kolpartiklarna. I obehandlad torr form uppvisar kolpartiklarna lägre densitet än vatten, varför sedimentering försvåras och det blir ännu svårare när det handlar om att lägga ut kolet där vattnet är djupt eller strömt. Detta gäller i synnerhet pulveriserat aktivt kol (PAC) vars partiklar är mindre jämfört med granulerat aktivt kol (GAC).

Under de senaste åren har några få projekt med aktiv övertäckning genomförts där aktivt kol lagts ut i mer eller mindre omodifierad form. Vid en aktiv isolationsövertäckning (obs, ej tunnskiktsövertäckning) i Onondaga Lake, New York, USA blötlades GAC för att öka densiteten, och därefter blandades kolet med sand innan blandningen till slut placerades ut i vatten (Hague 2017, Calgon Carbon 2014). Den tillämpade utplaceringsmetoden ansågs framgångsrik, men resultaten har ännu inte blivit offentliggjorda.

Två andra sedimentbehandlingsprojekt med AC-baserade aktiva isolationsövertäckningar har genomförts i Skandinavien under 2017 – ett i Sverige (i Helsingborg) och ett i Norge (i Bergen). Enligt uppgift så var kolet mer eller mindre omodifierat (Landen 2017, Hjartland 2017). Hittills har inga detaljer publicerats för något av projekten.

Det är fortfarande allmänt erkänt att det är mycket svårt att erhålla tillräcklig sedimentering vid utläggning av aktivt kol i omodifierad form, med eller utan blötläggning (Patmont et al 2014, USEPA 2013, Ghosh et al 2008). Detta gör att det finns ett uppenbart behov av att utveckla en fungerande metod för utplacering av aktivt kol i vatten.

För att möta detta behov inkluderas aktivt kol ofta i kommersiellt tillgängliga produkter som i sig sedimenterar lätt, och därmed är lättare att lägga ut i vatten. Det finns ett antal sådana produkter att tillgå, även internationellt (Jersak et al 2016). I allmänhet har dessa bärare av aktivt kol (nedan benämnda AC-bärare) följande egenskaper: De är torra partiklar med långt högre densitet än vatten, är i storleksordningen 0.5 till 1 cm och består av en kontrollerbar blandning av aktivt kol, vanligen pulveriserat, krossad sten, lera och/eller sand, samt ett bindemedel.

Aktivt kol har också blandats i flytbara, vattenbaserade uppslamningar, ofta tillsammans med lermaterial. När uppslamningen är iordninggjord pumpas den vanligen ner genom vattenpelaren och sprids ut över sedimentytan. Internationellt är det mest välkända projektet som tillämpat denna teknik för utläggning av aktivt kol OPTICAP projektet som genomfördes i Grenlandsfjorden i Norge, 2009 (Patmont et al 2014, NGI 2012).

Kontrollerad utläggning av AC-bärande material och uppslamningar

AC-bärare utläggs med samma utrustning och med samma tekniker som konventionella bulkmaterial (t.ex. naturlig sand eller krossad sten). Därmed kan diskussioner om utförandet av isolationsövertäckning och konventionell tunnskiktsövertäckning (FÖNS) också tillämpas på AC-baserad tunnskiktsövertäckning med AC-bärare (se ”Tekniskt utförande” för Isolationsövertäckning och Förstärkt övervakad naturlig självrening).

Icke desto mindre bör några punkter förtydligas gällande AC-baserad tunnskiktsövertäckning med AC-bärare och hur dessa projekt skiljer sig i utförande från isolations- och konventionella tunnskiktsprojekt.

Eftersom de utlagda skikten av AC-bärande material i AC-baserade tunnskiktsövertäckningar är relativt lätta och tunna är geotekniska förhållanden, som t.ex. sedimentens bärighet och släntstabilitet, av mindre betydelse jämfört med vid konventionell tunnskiktsövertäckning och isolationsövertäckning. Blandning av påförd övertäckning och sediment samt resuspension utgör normalt mindre problem vid utläggningen av AC-bärande material i jämförelse med övriga konventionella bulkmaterial.

Vågrät och lodrät kontroll är mycket viktigt vid utplacering av tunna lager oavsett vilket övertäckningsmaterial som används, vare sig det rör sig om att bygga upp isolationsövertäckningar eller konventionella tunnskiktsövertäckningar. Vid uppbyggnad av AC-baserad tunnskiktsövertäckning är detta än viktigare av två anledningar: 1) Då målet för lagertjockleken normalt är i storleksordningen mm till några cm finns det inte mycket utrymme för vertikala fel om tjockleken ska ha en rimlig felmarginal, och 2) eftersom kostnaden för AC-bärande produkter är avsevärt högre än för konventionella material ska inte mer av produkten läggas ut än vad som behövs för att uppfylla åtgärdsmålen.
Givet de något strängare kraven är en del av den utrustning och de utläggningstekniker som används vid konstruktion av andra sedimentövertäckningar (se Isolationsövertäckning, figur 3) inte lämpade för konstruktion av AC-baserade tunnskiktsövertäckning med AC-bärande material.

Det krävs helt annan utrustning vid utläggning av flytbara uppslamningar med aktivt kol än vid torra AC-bärande material, ofta handlar det om stora blandare och pumpar. Dessutom finns det en del utmaningar kring kontrollerad utläggning av AC-bärande uppslamningar som inte föreligger vid utplacering av material i fast form: 1) Eftersom uppslamningen är vattenbaserad och har lägre densitet än AC-bärande produkter, finns det större risk att ”förlora” en del av det aktiva kolet till omgivande vattenområde medan uppslamningen sjunker till botten, och 2) när den väl lagts ut på sedimentytan kan uppslamningen oavsiktligt rinna över till andra, angränsande områden, även i fall där lutningen är relativt låg (Petersen et al 2005).

Vanliga behandlingskombinationer

Kombinationer av sedimentåtgärder blir allt vanligare runt om i världen. Åtgärdskombinationer är vanligen mest lämpliga och praktiskt genomförbara vid större projekt och/eller vid komplexa föroreningsförhållanden, d.v.s. platser med en varierande förorenings- och bottenförhållanden vilka behöver hanteras på olika sätt.

För att uppnå åtgärdsmålen på en plats kan olika sedimentåtgärder vara att föredra inom olika delområden, beroende på skillnader i föroreningsstatus, sedimentkarakteristik och platsförhållanden. Det kan vara så att flera åtgärder – inklusive AC-baserad tunnskiktsövertäckning –behöver utföras parallellt inom olika delområden. Till exempel kan a) AC-baserad tunnskiktsövertäckning tillämpas inom ett delområde med känsliga men mycket förorenade vassområden, b) konventionell tunnskiktsövertäckning (FÖNS) tillämpas inom ett näraliggande, mindre känsligt, område med öppna vatten, medan c) övervakad naturlig självrening (ÖNS) tillämpas på ett liknande område, där nysedimenteringen är tillräcklig.

I likhet med andra sedimentåtgärder kan AC-baserad tunnskiktsövertäckning också användas sekventiellt, d.v.s. efter att andra efterbehandlingsmetoder tillämpats. Till exempel kan en AC-baserad tunnskiktsövertäckning läggas över ett muddrat delområde där betydande sedimentföroreningar, med tillhörande risker, finns kvar i sedimentytan och måste hanteras. Detta är nästan så gott som alltid betydligt mer kostnadseffektivt såväl som tekniskt effektivt än att muddra en gång till.

Projekteringsaspekter

Den typ av information som måste samlas in och utvärderas under den initiala platsundersökningen är i stort sett densamma som den som behöver samlas in i motsvarande syfte för både ÖNS och FÖNS (se övervakad naturlig självrening, avsnitt “Projekteringsaspekter”). Man skiljer på information gällande föroreningar, fysikaliska, geotekniska, hydrologiska, hydrauliska, kemiska och biologiska förhållanden samt antropogen aktivitet. Informationen behövs som underlag för att bedöma om AC-baserad tunnskiktsövertäckning kan nyttjas som åtgärd, eller inte, och som underlag för projektering när metoden väl har valts.

Eftersom metoden i princip utgör en sorts övertäckning är den information som krävs för att designa en AC-baserad tunnskiktsövertäckning i det närmaste densamma som den som behövs för att designa en isolationsövertäckning, eller en tunnare konventionell tunnskiktsövertäckning (se ”Projekteringsaspekter” för Isolationsövertäckning och FÖNS). För att understryka detta ska nämnas att mycket av de projekteringsaspekter som listas för isolationsövertäckningar också finns med i ITRC (ITRC 2014) för utformning av in situ-behandling, vilket inkluderar AC-baserad tunnskiktsövertäckning. Då en AC-baserad tunnskiktsövertäckning är betydligt lättare än både isolationsövertäckning och FÖNS är geotekniska frågeställningar som släntstabilitet och bärighet vanligtvis av underordnad betydelse för övertäckningens utformning.

För att projektera en AC-baserad tunnskiktsövertäckning som uppnår, och bibehåller, en signifikant minskning av koncentrationen av föroreningshalter i porvattnet i den biologiskt aktiva zonen gäller det att rätt information samlas in. En del av den platsspecifika information som behövs vid design av isolationsövertäckningar och FÖNS-åtgärder är ännu viktigare för design av AC-baserad tunnskiktsövertäckning. Dessutom finns det en del information som inte är nödvändig vid andra åtgärder men som behövs vid utformningen av en AC-baserad tunnskiktsövertäckning (ITRC 2014).

Platsspecifik information av särskild vikt för denna åtgärd:

Föroreningstyper, koncentrationer och utbredning (inklusive djup).
Totalt organiskt kol (TOC) i den biologiskt aktiva zonen.
Djupet på den biologiskt aktiva zonen i sedimenten.
Om grundvattenuppströmning pågår och i sådana fall hastigheten på denna.

Andra typer av information:

Reaktionsbenägenhet hos det PAC eller GAC som avses användas i projektet, inklusive dess totala sorptionskapacitet och eventuellt sorptionskinetik.
Koncentrationen aktivt kol hos det bärande materialet eller uppslamningen som ska ”leverera” det aktiva kolet till den aktuella
Information om effektivitet, framtagen genom tester i laboratorieskala. Vilka halter av aktivt kol som minst krävs för att nå den målsatta reduktionen av föroreningar lösta i den biologiska zonens porvatten. Halten aktivt kol tillsammans med tjockleken på den biologiskt aktiva zonen används för att beräkna hur tjockt lagret med aktivt kol minst måste vara.

För organiska föroreningar som PCB och PAH är målsättningen (och resultatet) vanligen en reduktion på ungefär 70% eller mer i porvattnet, vid en halt av organiskt kol på mellan 2 och 5%, beroende på typ av aktivt kol och platsspecifika sedimentegenskaper (Patmont et al 2014, Ghosh et al 2011). Givetvis påverkas resultatet i hög grad av antalet och sammansättningen av bottenlevande organismer och hur snabbt, djupt och i vilken omfattning de kan bioturbera ner det aktiva kolet i den biologiskt aktiva zonen.

Behandlingsförutsättningar

Eftersom föroreningar lösta i porvattnet är mycket biotillgängliga, är halterna av föroreningar i löst fas efter en åtgärd en mycket god indikator på exponering och upptag av föroreningar hos sedimentlevande receptororganismer. I teorin ska en signifikant minskning av koncentrationerna ge en lika signifikant reduktion av exponering och upptag. På samma sätt ger denna information en indikation på hur åtgärden påverkar föroreningarnas rörlighet. En avsevärd minskning av halten i porvattnet leder till att en mindre mängd föroreningar kan röra sig inom och ut ur den biologiskt aktiva zonen genom diffusion och advektion.

Det råder inte konsensus om vilka förhållanden som är mest lämpade för (eller kräver) AC-baserad tunnskiktsövertäckning. Till exempel skriver amerikanska naturvårdsverket i en rapport från 2013 (USEPA 2013) allmänt om användning av in situ-tillsatser som aktivt kol: ”Allt eftersom fler av dessa tillämpningar genomförs och blir utvärderade kommer det finnas större förståelse och mer information tillgänglig för att mäta dessa teknikers effektivitet och tillämpbarhet vid olika platsförhållanden”. Å andra sidan beskriver en artikel från 2014 (Patmont et al 2014), där 25 fullskaleprojekt sammanfattas, hur AC-baserade in situ-åtgärder, och särskilt aktiv tunnskiktsövertäckning, är applicerbara under en mängd olika förhållanden, t.ex. platser med salt-, bräckt- eller sötvatten, ler- och våtmarker i tidvattensområden, djupa vatten, branta slänter, under pirar och i rinnande vatten.

Oavsett dessa något motstridiga uppfattningar om kunskapsläget gällande åtgärdens tillämpbarhet bör de förhållanden som talar för AC-baserad tunnskiktsövertäckning i princip vara desamma som talar för övervakad naturlig självrening (ÖNS) och konventionell tunnskiktsövertäckning (FÖNS). Detta mot bakgrund av att dessa åtgärder är bäst lämpade på platser med svag erosion och stabila sedimentbäddar. Detta skiljer dem från isolationsövertäckningar, som vid behov kan vara armerade, och som passar i starkt eroderande områden. Se ”Behandlingsförutsättningar” i ÖNS och FÖNS.

Vidare är sedimentering av nya, renare sediment – den avgörande faktorn i valet mellan ÖNS och FÖNS – normalt inte av vikt vid valet av AC-baserad tunnskiktsövertäckning. Åtgärdstekniken kan vara lämplig oavsett sedimentering, till och med om de nya sedimenten är förorenade. Se ”Behandlingsprinciper”.

Eftersom platsförhållanden kan främja eller passa olika in situ-sedimentåtgärder bestäms valet mellan AC-baserad tunnskiktsövertäckning, ÖNS och FÖNS av ett antal faktorer, som

Hur snabb och omfattande riskreduceringen måste vara.
Tillgänglighet av (och avsaknad av) resurser för sanering och fortlöpande övervakning av effekterna.
Den påverkade vattenmiljöns (t.ex. ett våtmarksområde) känslighet även för mycket tunna och aktiva lager.

Ett viktigt förtydligande vid valet av in situ-åtgärd, d.v.s.. AC-baserad eller konventionell tunnskiktsövertäckning (FÖNS), gäller grundvatten. På platser med betydande uppströmning av grundvatten är det vanligen inte lämpligt att använda icke-reaktiva material, som i en konventionell tunnskiktsövertäckning (se FÖNS, ”Behandlingsprinciper”). Däremot kan en AC-baserad tunnskiktsövertäckning vara lämplig och skyddande på platser med viss grundvattenuppströmning (USEPA 2013). Icke desto mindre, där uppströmningen av grundvatten orsakar ett betydande flöde av föroreningar i löst fas upp i den biologiskt aktiva zonen kan det aktiva kolets förmåga att binda föroreningar bli överbelastad, och då kan ytterligare aktivt kol behöva tillföras för att motverka detta (ITRC 2014).

Det ska också påpekas att den lokala landhöjningen, främst i norra Sverige längs Bottenvikskusten kan förändra vattendjup och interaktion mellan yt- och grundvatten på en given plats. Detsamma gäller de förväntade effekterna av den globala uppvärmningen som även bedöms påverka väder och havsnivåer. Nettoeffekterna, som är svår att förutsäga och som sannolikt kommer att variera mellan kustområden, kan skapa nya hydrauliska och hydrologiska förhållanden som gör att just den här in situ-åtgärden inte längre är lämplig.

För lämpliga målsättningar med behandlingen, se kapitlen ”Behandlingsprinciper” ovan.

Drift och uppföljning

Eftersom AC-baserad tunnskiktsövertäckning är en form av övertäckning krävs övervakning både under genomförandefasen, och under lång tid därefter för att mäta åtgärdens effekt över tid.

Övervakning vid konstruktion av övertäckning

Kontinuerlig övervakning krävs vid genomförandet av en AC-baserad tunnskiktsövertäckning för att säkerställa att den går planenligt, och att konstruktionsmålen följs, t.ex. kontrollerad och geotekniskt stabil utläggning. Se även ”Drift och uppföljning” för Isolationsövertäckning och FÖNS.

Det viktigaste när en AC-baserad tunnskiktsövertäckning läggs ut är att det sker kontrollerat och jämnt (se även ”Tekniskt utförande”) och därför måste detta övervakas särskilt noga under konstruktionsfasen.

Vid konstruktionen av en AC-baserad tunnskiktsövertäckning är vanligtvis geotekniska problemställningar, som blandning av övertäckning och sediment och resuspension, små jämfört med vid FÖNS och definitivt i jämförelse med Isolationsövertäckning (se ”Tekniskt utförande”). Sedimentationsförhållandena ska naturligtvis övervakas, men är vanligen mindre viktigt vid placering av en AC-baserad tunnskiktsövertäckning.

Eventuell spridning av aktivt kol i ytvattenpelaren måste också övervakas under utläggningen. Även om risken för detta är störst vid utplacering av uppslamningar (se ”Tekniskt utförande”) bör övervakning också ske när AC-bärande material används. Oavsett vilken metod som ska transportera det aktiva kolet till sedimentytan kan förlusterna minimeras genom att se till att a) det AC-bärande materialet eller uppslamningen som används är sedimenterande, d.v.s. innehar tillräckligt hög densitet (se ”Tekniskt utförande”) och b) att utrustning och teknik som används för utläggningen är anpassade till de förhållanden som råder på platsen (Se Isolationsövertäckning, avsnittet ”Tekniskt utförande”).

Effektövervakning

Precis som för alla in situ-åtgärder, bör ett övervakningsprogram för en AC-baserad tunnskiktsövertäckning fokusera på data som hjälper till att spåra och dokumentera hur åtgärden över tid når sina effektmål.

Som tidigare nämnts bygger åtgärdsmålen för AC-baserad tunnskiktsövertäckning i grunden på det tillsatta aktiva kolets förmåga att reducera halterna av lösta föroreningar i porvattnet i den behandlade biologiskt aktiva zonen. Till följd av detta ligger oftast tyngdpunkten för övervakningen efter åtgärden på porvattenkemin och särskilt då halterna av lösta föroreningar (Patmont et al 2014, Ghosh et al 2011).

Eftersom föroreningar lösta i porvattnen är mycket biotillgängliga, är halterna av föroreningar i löst fas efter en åtgärd en mycket god indikator på exponering och upptag av föroreningar hos sedimentlevande receptororganismer. I teorin ska en signifikant minskning av koncentrationerna ge en lika signifikant reduktion av exponering och upptag. På samma sätt ger denna information en indikation på hur åtgärden påverkar föroreningarnas rörlighet. En avsevärd minskning av halten i porvattnet leder till att en mindre mängd föroreningar kan röra sig inom och ut ur den biologiskt aktiva zonen genom diffusion och advektion.

I de fall det långsiktiga skyddet av vattenlevande organismer är målet med sedimentåtgärden är övervakning av föroreningshalterna i vävnad det lämpligaste sättet att mäta upptaget av föroreningar. Denna metod har i vissa fall använts vid AC-baserad tunnskiktsövertäckning, ofta tillsammans med övervakning av porvattenkemin (USEPA 2013, Menzie 2011). Som nämndes i ÖNS (”Behandlingsförutsättningar”) är övervakning av halter i vävnader förhållandevis kostsamt och det är inte alltid praktiskt genomförbart att utföra detta regelbundet om man beaktar att effektövervakningen för sådana projekt pågår under långa tidsperioder. Man bör även beakta att arterna man övervakar kan vara mobila, och att urval av arter för provtagning ska spegla den lokala föroreningssituationen.

För AC-baserad tunnskiktsövertäckning bör övervakningens längd och intervall baseras på tekniska aspekter, som a) hur länge det aktiva kolet bedöms ha bibehållen effekt, d.v.s. när dess förmåga till sorption tagit slut, partikelnedbrytning, osv., b) hur lång tid den ekologiska återhämtningen för området, t.ex. en våtmark, tar, och c) om och när den naturliga sedimenteringen ackumulerats i sådan utsträckning att den naturliga återhämtningen börjar ta över.

Tiden det tar till dess att ÖNS uppnått de riskbaserade åtgärdsmålen, mellan 5 och 30 år, kan användas som referens vid AC-baserad tunnskiktsövertäckning. I fallet med ÖNS, handlar det dock om hur lång tid det tar tills metoden uppnått åtgärdsmålen, medan för AC-baserad tunnskiktsövertäckning handlar det om hur länge metoden kommer att bibehålla åtgärdsmålen. AC-baserad tunnskiktsövertäckning kan reducera föroreningarnas koncentration i porvatten och deras biotillgänglighet och rörlighet i den biologiskt aktiva zonen, och därmed relativt snabbt nå åtgärdsmålen – så snabbt som inom ett år, eller ännu mindre (Menzie 2011). Naturligtvis påverkas reduktionen av halterna i den biologiskt aktiva zonen av hur snabbt, hur mycket och hur djupt sedimentlevande organismer kan bioturbera ner det aktiv kolet.

USEPA (USEPA 2013) nämner att även om de pilot- och fullskaliga tillsatsbaserade åtgärder, vilket inkluderar AC-baserad tunnskiktsövertäckning, som genomförts hittills visar på goda resultat över en period på ett till fem år har det ännu inte utvärderats vilka effekter tillsatserna har på längre sikt. Därmed är det inte orimligt att, som för ÖNS, initialt överväga en övervakningsperiod i storleksordningen 30 år, i alla fall som en grov uppskattning av hur länge en övervakning eventuellt kan behöva fortgå (Bleiler et al 2016).

Liksom för andra in situ-åtgärder av förorenade sediment är det viktigt att säkerställa kontinuitet i övervakningen under lång tid. Därför bör processen för detta beskrivas och dokumenteras tidigt i form av ett och platsspecifikt program för effektövervakning. Programmet ska innehålla tillvägagångssätt och detaljer om utrustning som behövs, hur den ska installeras och användas, metoder för provtagning av sediment och porvatten, särskilda föroreningar som ska analyseras av ackrediterade laboratorier, o.s.v.

Miljö- och hälsorisker

De miljö- och hälsorisker som associeras med AC-baserad tunnskiktsövertäckning är i princip samma som de för övriga övertäckningsbaserade åtgärder, men med en del avvikelser:

På kort sikt är viss störning av och skada på miljön att vänta vid utförandet av en AC-baserad tunnskiktsövertäckning. Störningen/skadan är vanligen mer begränsad än för FÖNS och avsevärt mindre än vid isolationsövertäckning. På grund av detta anses åtgärden ofta även som lämplig vid behandling av känsliga vattenmiljöer.
I likhet med FÖNS och isolationsövertäckning kräver anläggandet av en AC-baserad tunnskiktsövertäckning tunga maskiner med tillhörande utrustning och personal för att hantera och transportera stora mängder material. Därmed föreligger en risk för personskador liksom vid andra övertäckningsåtgärder.
Som för andra sedimentåtgärder finns det risker relaterade till användning av utrustning och verktyg i båtar under arbetet med efterföljande övervakning av platsen, men dessa risker är avsevärt mindre än de som är associerade med utläggningen av övertäckningen.

Beträffande behov av skyddsutrustning och arbetsmiljöfrågor i samband med efterbehandling av förorenade områden hänvisas läsaren till SGF rapport 1:2022 – Marksanering – Om hälsa och säkerhet vid arbete i förorenade områden..

Energi- och resursaspekter

Diskussionen i avsnittet “Energi- och resursaspekter” för FÖNS är direkt överförbar till AC-baserad tunnskiktsövertäckning.

Speciellt för sedimentåtgärder som använder aktivt kol, både aktiv tunnskikts- och isolationsövertäckning, tillkommer den energi som krävs vid framställning av aktivt kol ur organiska råvaror, som stenkol och kokosnötskal. För att kompensera för detta och minska de totala koldioxidutsläppen vid konstruktionen av en AC-baserad tunnskiktsövertäckning sker utveckling av nya typer av material där kolet kommer från bioavfall (Ghosh et al 2011).

Kostnadsaspekter

De huvudsakliga kostnaderna för ett projekt med AC-baserad tunnskiktsövertäckning inkluderar: Platsförberedelse och etablering, inköp av AC-bärande material eller uppslamningen som används vid utläggningen, själva utläggningen av täckningen, avetablering, och den långsiktiga övervakningen (Patmont et al 2014, Bleiler et al 2016). Det aktiva kolet kan utgöra en betydande del av hela projektkostnaden (Patmont et al 2014, Ghosh et al 2011). För mindre projekt kan dessutom etablering och avetablering av utrustningen också vara en stor del av kostnaden, liksom platsförberedelse vid mer svårtillgängliga platser (Bleiler et al 2016).

Kostnaden för en AC-baserad tunnskiktsövertäckning hamnar i samma storleksordning som en konventionell isolationsövertäckning. Det vill säga kostsammare än ÖNS, men mindre kostsamma än muddring. Det finns även referenser som visar AC-baserad tunnskiktsövertäckning ofta är mindre kostsam än konventionell isolationsövertäckning (Patmont et al 2014).

Den totala kostnaden för utförande och övervakning av en AC-baserad tunnskiktsövertäckning, baserat på begränsad men relativt ny information (Patmont et al 2014, Bleiler et al 2016), hamnar i spannet 80 – 400 SEK/m². Även om det inte nämns uttryckligen verkar kostnadsuppskattningen anta att det sker en naturlig bioturbation (inte mekanisk) som resulterar i mellan 4 och 5% aktivt kol i de översta 10 cm i sedimenten. En betydande del av kostnaden – mellan 40 och 80 SEK/m² – står det aktiva kolet för, inblandning i uppslamning eller AC-bärande material oräknad (Patmont et al 2014, Ghosh et al 2011).

För- och nackdelar

Här följer några av de för- och nackdelar AC-baserad tunnskiktsövertäckning har jämfört med andra sedimentåtgärder, främst från (Patmont et al 2014, ITRC 2014).

Fördelar

Förhållandevis liten miljöpåverkan och därmed lämplig i känsliga vattenmiljöer.
Kan avsevärt snabba upp reduktionen av biotillgängliga föroreningar och relaterade risker.
De långsiktiga ekologiska fördelarna uppväger oftast den negativa påverkan åtgärden kan ha på kort sikt.
Den lilla mängd material som placeras ut orsakar endast mindre förändringar i sedimentens fysiska och mineralogiska egenskaper, med minimal inverkan på känsliga bottenmiljöer.
Den begränsade mängden material påverkar i liten grad vattendjupet, en fördel i områden där det är kritiskt att inte minska vattendjupet.
Lämplig om det finns annat avfall, t.ex. skrot, nedsänkt trä, etc.
Det aktiva kolet i behandlade sediment har även förmåga att behandla tillförsel av nya förorenade sediment – särskilt om man tagit med detta i beräkningarna vid designen.
Åtgärden kan användas för behandling och hantering av föroreningsrester som finns kvar efter muddring.
Då den har förhållandevis begränsad miljöpåverkan kan åtgärden användas för hantering av förorenade sediment nära känsliga byggnader i vatten, som gamla träpirar eller kajer.

Nackdelar

Negativa miljöeffekter relaterade till förekomsten av aktivt kol i sedimentens biologiskt aktiva zon, både dokumenterade och förmodade.
Sedimentföroreningarna blir inte förstörda, de varken bryts ner eller neutraliseras, utan binds mer eller mindre oförändrade till partiklar av aktivt kol. Dessa partiklar kan sedan tas upp av sedimentlevande organismer.
Endast ytsedimenten behandlas, medan djupare föroreningar förblir obehandlade. Detta kan vara ett problem där osäkerhet gällande platsens framtid föreligger, t.ex. gällande byggnation eller farledsmuddring.
Oklara ansvarsförhållanden avseende förekomsten av kvarliggande restföroreningar.
Det begränsade antalet fullskaliga projekt som hittills genomförts gör att åtgärden än så länge kan vara svår att få acceptans för.
Osäkerhet kring åtgärdens långsiktiga effekter kan kräva lång och omfattade övervakning, vilket kan bli kostsamt och uppväga en del av de besparingar åtgärden annars skulle medföra.

Referenser

Patmont, C., U. Ghosh, P. LaRosa, C. Menzie, R. Luthy, M. Greenberg, G. Cornelissen, E. Eek, J. Collins, J. Hull, T. Hjartland, E. Glaza, J. Bleiler, J. Quadrini and D. Reible, 2014. In situ Sediment Treatment Using Activated Carbon: A Demonstrated Sediment Cleanup Technology. Integ. Environ. Assess. Mngmt. Vol. 11, No. 2, pp. 195-207.

United States Environmental Protection Agency (USEPA), 2013. Use of amendments for in situ remediation at Superfund sediment sites. Office of Superfund Remediation and Technology Innovation. April 2013.

Fu, F. and Q. Wang. 2010. Removal of heavy metal ions from wastewaters: A review. Journal of Environmental Management, Vol. 92, pp. 407-418.

Reible, D., X. Lu, J. Galjour, and Y. Qi. 2008. The use of organoclay in managing dissolved contaminants relevant to contaminated sediments. June, 2008. Prepared for CETCO, document no. TR 840.

Janssen, E. and B. Beckingham. 2013. Biological responses to activated carbon amendments in sediment remediation. Critical review. Environ. Sci. Technol., Vol. 47, pp. 7595-7607.

Ghosh, U., R. Luthy, G. Cornelissen, D. Werner and C. Menzie. 2011. In situ Sorbent Amendments: A New Direction in Contaminated Sediment Management. Environ. Sci. Technol. Vol. 45, pp. 1163-1168.

Kupryianchyk, D., E. Peeters, M. Rakowska, E. Reichman, J. Grotenhuis, and A. Koelmans. 2012 b. Long-term recovery of benthic communities in sediments amended with activated carbon. Environ. Sci. Technol., Vol. 46, No. 19, pp. 10,735-10,742.

Sharma, B., K. Gardner, J. Melton, A. Hawkins, and G. Tracey. 2009. Evaluation of activated carbon as a reactive cap sorbent for sequestration of PCBs in the presence of humic acid. Environ. Eng. Sci. Vol. 26, No. 9, pp. 1,371-1,379.

Hung, Y.T., H. Ho, L. Wang, J. Taricska, and K. Li. 2007. Powdered activated carbon adsorption. In: Handbook of environmental engineering, Volume 4: Advanced physiochemical treatment processes, pp. 123-153. The Humana Press, Inc.

Zimmerman, J., D. Werner, U. Ghosh, R. Millward, T. Bridges, and R. Luthy. 2005. Effects of dose and particle size on activated carbon treatment to sequester polychlorinated biphenyls and polycyclic aromatic hydrocarbons in marine sediments. Environ. Toxicol. Chem. Vol. 24, No. 7, pp. 1,594-1,601.

Rakowska, M., D. Kupryianchyk, J. Harmsen, T. Grotenhuis, and A. Koelmans. 2012. In situ remediation of contaminated sediments using carbonaceous materials. Critical review. Environ. Toxicol. Chem. Vol. 31, No. 4, pp. 693-704.

Kupryianchyk, D., M. Rakowska, D. Reible, J. Harmsen, G. Cornelissen, M. van Veggel, S. Hale, T. Grotenhuis and A. Koelmans. 2015. Positioning activated carbon amendment technologies in a novel framework for sediment management. Critical review. Integr. Envir. Assess. Mgmnt. Vol. 11, No. 2, pp. 221-234.

Janssen, E., Y. Choi and R. Luthy. 2012. Assessment of Nontoxic, Secondary Effects of Sorbent Amendment to Sediments on the Deposit-Feeding Organism Neanthes arenaceodentata. Environ. Sci. Technol. Vol. 46, pp. 4134-4141.

Jonker, M., M. Suijkerbuijk, H. Schmitt and T. Sinnige. 2009. Ecotoxicological effects of activated carbon addition to sediments. Environ Sci Technol. Vol. 43, pp. 5959–5966.

Nybom, I, S. Abel, G. C. Waissi, K. Väänänen, K. Mäenpää, M. Leppanen, J. Kukkonen and J. Akkanen. 2016. Effects of activated carbon on PCB bioaccumulation and biological responses of Chironomus riparius in full life cycle test. Environ. Sci. Technol. 2016, 50, 10, pp. 5252–5260.

Kupryianchyck, D., M. Rakowska, J. Grotenhuis, and A. Koelmans. 2012 b. Modeling trade-off between PAH toxicity reduction and negative effects of sorbent amendments to contaminated sediments. Environ. Sci. Technol. Vol. 46, pp. 4,975-4,984.

Renman, G., A. Renman and J.P. Gustafsson, 2013. Reactive sorbents for immobilization of phosphorus released from Baltic Sea sediments. Forskningsrapport till BalticSea2020. December 2013.

SePRO Corporation. 2011. Phoslock® phosphorus locking technology. An overview of Phoslock and use in aquatic environments.

Ghosh, U., C. Menzie, and C. Amos. 2010. Low-impact delivery system for in situ treatment of contaminated sediments. United States Patent, no. US 7,824,129 B2. Patent date, November 2, 2010.

ITRC. 2014. Contaminated Sediments Remediation, Remedy Selection for Contaminated Sediments. August 2014.

Miljødirektoratet (Norway), 2016. Oppsummering av erfaring med tildekking av forurenset sjøbunn. Rapport M-502, 2016. Prepared by NGI and DNV-GL.

Den Grønne Manual, Norska Erfarenheter av Förorenade Sediment: Åtgärdsmetoder och Sanering. Rapport från projekt Hav möter Land (Svensk översättning). 2013. Utgivare: Hav möter Land, Länsstyrelsen i Västra Götalands län.760301-0012013-04-09, 21:36:22. 15 February, 2013.

Cornelissen, G., M. Elmquist-Kruså, G. Breedveld, E. Eek, A. Oen, H. Arp, C. Raymond, G., Samuelsson, J. Hedman, Ö. Stokland and J. Gunnarsson. 2011. Remediation of contaminated marine sediment using thin-layer capping with activated carbon – a field experiment in Trondheim Harbor, Norway. Environ. Sci. Technol. Vol. 45, pp. 6110-6116.

Gunnarsson, J, A. Gustafsson, S. Josefsson, G. Cornelissen, I. Allen and M. Schaanning. 2015a. Remediation of Dioxin-Contaminated Marine Sediments Using Thin-Layer Capping with Activated Carbon and Other Sorbents: Evaluation of Bioavailability Assessment Technique. In Remediation of Contaminated Sediments. 2015. Proceedings of the Eighth International Conference on Remediation of Contaminated Sediments. Battelle, primary sponsor. New Orleans, LA, January 12-15, 2015.

Gustafsson, A., J. Gunnarsson, G. Cornelissen and E. Sjöholm. 2015b. Evaluation of Processed Kraft Lignin as an Alternative Sorbent for Sediment Remediation with Thin-Layer Capping: Comparison with Activated Carbon Derived from Charcoal and Coconut. In Remediation of Contaminated Sediments – 2015. Proceedings of the Eighth International Conference on Remediation of Contaminated Sediments. Battelle, primary sponsor. New Orleans, LA, January 12-15, 2015.

Josefsson, S., M. Schaanning, G. Samuelsson, J. Gunnarsson, I. Olofsson, E. Eek, and K. Wiberg. 2012. Capping efficiency of various carbonaceous and mineral materials for in situ remediation of polychlorinated dibenzo-p-dioxin and dibenzofuran contaminated marine sediments: Sediment-to-water fluxes and bioaccumulation in boxcosm tests. Environ. Sci. Technol., Vol. 46, No. 6, pp. 3343-3351.

Samuelsson, G. 2012. In situ remediation of contaminated sediments using thin-layer capping – effectiveness in contaminant retention and ecological implications. Licentiate in Philosophy Thesis 2012:3. Department of Systems Ecology, Marine Ecotoxicology, Stockholms Universitet.

Samuelsson, G., J. Hedman, M. Elmquist Krusa, J. Gunnarsson and G. Cornelissen. 2015. Capping in situ with activated carbon in Trondheim Harbor (Norway) reduces bioaccumulation of PCBs and PAHs in marine sediment fauna. Marine Environ. Res. Vol. 109, pp. 103-112.

Interstate Technology & Regulatory Council (ITRC), 2011. Incorporating bioavailability considerations into the evaluation of contaminated sediment sites. CS-1. Washington, D.C.: Interstate Technology & Regulatory Council, Contaminated Sediments Team (ITRC). February 2011.

New York State Department of Environmental Conservation. Division of Fish, Wildlife and Marine Resources, Bureau of Habitat (NYDEC). 2014. Screening and Assessment of Contaminated Sediment. June 24, 2014.

Hague, W. plus many additional authors. 2017. A story of revitalization – Onondaga Lake dredging, capping, and habitat restoration project, Syracuse, New York. 2017 WEDA Environmental excellence award application. Onondaga Lake Restoration, Syracuse, New York.

Calgon Carbon. 2014. Granular activated carbon helps restore one of America’s most challenging cleanup sites. October, 2014. Available at www.calgoncarbon.com.

Landen, L. 2017. Stadsbyggnadsförvaltningen, Helsingborg. Personal communication. Autumn, 2017.

Hjartland, T. 2017. AquaBlok Norge AS, Norway. Personal communication, Autumn, 2017.

Ghosh, U., B. Reed, S. Kwon, J. Thomas, T. Bridges, D. Farrar, V. Magar, L. Levine. 2008. Rational Selection of Tailored Amendment Mixtures and Composites for In situ Remediation of Contaminated Sediments. SERDP Project ER-1491. December 2008.

Jersak, J., G. Göransson, Y. Ohlsson, L. Larson, P. Flyhammar, och P. Lindh (Jersak et al.). 2016. Huvuddokument. In situ-övertäckning av förorenade sediment. Metodöversikt. SGI Publikation 30-1.

Petersen, O., K. Edelvang, J. Holm, T. Winther-Larsen, B. Molstad, H. Linders, and L. Myhre. 2005. Development of a method to cap contaminated fine sediments using clay. In: R.F. Olfenbuttel and P.J. White (Eds.), Remediation of Contaminated Sediments—2005. Proceedings of the Third International Conference on Remediation of Contaminated Sediments, New Orleans, Louisiana, January 24–27, 2005.

Interstate Technology & Regulatory Council (ITRC), 2014. Contaminated Sediments Remediation, Remedy Selection for Contaminated Sediments. August 2014.

Menzie, C. 2011. Low-impact delivery system for in situ treatment of sediments contaminated with PCBs and methylmercury. Presentation to NIEHSA, January 19, 2011.

Bleiler, J., U. Ghosh, and C. Menzie. 2016. Use of high value amendments to address contaminated sediments in sensitive ecological systems. Presentation to ARC 2016, November 8-9, 2016, Halifax, Canada.

Norwegian Geotechnical Institute and Norwegian Water Research Institute (NGI and NIVA). 2012. OPTICAP – Nye Materialer og Nye Metoder for Utlegging av Tynn Tildekking på Forurenset Sjöbunn. Slutrapport, September 2012.

Josefsson, S. 2011. Fate and transport of POPs in the aquatic environment – with focus on contaminated sediments. Doctoral Thesis, Umeå University. 2011.

United States Environmental Protection Agency (USEPA), 2017. Contaminated Site Clean-Up Information (CLU-IN), Sediments remediation.