Övervakad naturlig självrening – Fördjupning

Tillämpning

Övervakad naturlig självrening, förkortat (ÖNS) är en in situ-metod för att åtgärda sediment påverkade av föroreningar. Metoden innebär att man under övervakning låter de förorenade sedimenten ligga kvar. Två viktiga krav för sedimentåterhämtning är tillräcklig och kontinuerlig nysedimentering, och att de nya sedimenten är relativt rena. Är förutsättningarna rätt så kommer naturliga processer medverka till att föroreningshalterna minskar och binda föroreningarna över tid, så att föroreningshalterna till slut reduceras till en acceptabel nivå (t.ex. ett riskbaserat åtgärdsmål). På engelska kallas ÖNS för monitored natural recovery (MNR) eller monitored natural attenuation (MNA), och även för “natural recovery” eller ”natural attenuation”).

Vid ÖNS används inte utrustning eller material för att åtgärda förorenade sediment, så metoden inte en aktiv åtgärd. Trots att ÖNS inte innebär att sedimenten behandlas aktivt så ställer metoden omfattande krav på övervakning och ska inte förväxlas med ett 0-alternativ d.v.s. att låta förorenade sediment ligga kvar utan åtgärd. ÖNS används för att på sikt minska identifierade risker till acceptabla nivåer, och är lämplig där riskerna och omgivningspåverkan från föroreningarna i sedimenten är relativt låga.

De föroreningar som bedöms vara bäst lämpade att hanteras med ÖNS är organiska ämnen som inte bioackumuleras och/eller som snabbt bryts ner och metaller som bildar stabila komplex i anaeroba sediment. PAH och zink- och kvicksilversulfider. ÖNS har även använts som åtgärd för att hantera en rad olika mer svårnedbrytbara och bioackumerande bundna organiska, metallorganiska och metalliska sedimentföroreningar, såsom PCB, PAH, DDT/DDEdioxiner, furanermetylkvicksilver, kvicksilver och andra tungmetaller. (1) (2) (3) (4) (5). ÖNS bedöms dock ej vara lämplig för att behandla fri fas av organiska föroreningar med begränsad eller måttlig vattenlöslighet (Non-aqueous phase liquids, NAPL) som olja eller kreosotolja.

Status och historik

Att förorenade sediment kan återhämta sig genom naturliga processer, liknande de som sker i förorenad jord och grundvatten (21), har varit känt i årtionden, vilket speglas i de utomlands vanligt förekommande termerna “natural recovery” eller ”natural attenuation”. Med tiden har dessa termer utvecklats till monitored natural recovery (MNR) då det blivit uppenbart att den naturliga återhämtningen inte kan tas för given, utan det behövs dokumenterade resultat för att denna passiva in situ-åtgärd ska bli allmänt erkänd och få acceptans av tillsynsmyndigheter. Utomlands så förekommer i dagsläget termen MNR mycket oftare än MNA (monitored natural attenuation) när det handlar om behandling av förorenade sediment, även om MNA ofta används när det handlar om naturlig återhämtning i förorenad jord och grundvatten.

James River i Virginia, USA, betraktas som ett av de första objekten där ÖNS använts som en åtgärd för förorenade sediment (5) - se även figur 1. Där påbörjades regelbunden övervakning av koncentrationen av pesticiden klordekon (Kepone) i fiskvävnad, ytvatten och sediment 1976.

Joe kepone
Figur 1
. Koncentration av klordekon (Kepone) i fiskvävnad 1976 – 2002 (5).

ÖNS är en internationellt väletablerad och accepterad metod för att åtgärda förorenade sediment, vilket i USA återspeglas i ett flertal publicerade riktlinjer för denna metod (1) (2) (3) (5) (9) (10) (11). Andra exempel där metoden använts är Kanada och Norge, även om antalet projekt i dessa länder ännu inte är lika många (7) (8) (12). Det bör även nämnas att ÖNS (MNR) används inom amerikanska naturvårdsverkets Superfundprojekt för förorenade sediment (22) och refereras även till på deras hemsida CLU-IN (23).

Det totala antalet ÖNS projekt som genomförts är något oklart, men de allra flesta förefaller vara amerikanska projekt. En referens (13) anger att ÖNS har varit primär- eller delåtgärd vid ett 30-tal projekt i USA.

Även i Sverige har ÖNS förts fram som en möjlig in situ-sedimentåtgärd, särskilt i de fall då det förekommer restföroreningar.  Metoden har också presenterats i ett flertal svenska översikter och konferenser om sedimentåtgärder (14) (15) (16). Däremot har ÖNS än (början av 2018) ej använts som huvudåtgärd i Sverige, men metoden kan ändå anses ha använts för de restföroreningar som ofta uppstår vid andra typer av åtgärder för förorenade sediment och där det ofta pågår omfattande kontrollprovtagningar efter genomförda åtgärder.

Behandlingsprinciper

ÖNS bygger på att undersökningar visar på att det förekommer ett antal naturligt förekommande fysikaliska, kemiska och/eller biologiska processer (se figur 3). Dessa minskar biotillgängligheten och/eller toxiciteten hos sedimentföroreningar för receptororganismer över tid. För att avgöra om metoden är lämplig krävs det undersökningar som visar på att takten för dessa processer är tillräckligt hög för att inom rimlig tid uppnå åtgärdsmålen samt att en grundligt genomförd riskbedömning visar att föroreningarna inte är oacceptabla under den period det tar att uppnå åtgärdsmålen.

Naturligt förekommande fysikaliska processer som relaterar till ÖNS innefattar sedimentering, erosion, spridning, såsom diffusion och dispersion, utspädning, bioturbation, advektion och förångning (2). Bland dessa processer dominerar sedimentering, som innebär en gradvis kontinuerlig uppbyggnad av (målsättningsvis) relativt rena sediment över de förorenade sedimenten. Detta sker i lugnare vatten med låg vattenerosion. Samtidigt blandas de rena och förorenade sedimenten genom så kallad bioturbation av bottenlevande organismer Denna kontinuerliga sedimenterings- och blandningsprocess resulterar genom utspädning till lägre föroreningskoncentrationer i de övre sedimenten. På sikt innebär detta att de sammanlagda föroreningskoncentrationerna som bottenlevande organismer utsätts för i sedimentens biologiskt aktiva zon gradvis minskas. Med tiden kommer denna process att bygga upp ett nytt och avsevärt renare bottensubstrat som livsmiljö, se t.ex. Figur 2.

Joe Hg MNR
Figur 2
. De olika kurvorna visar hur halterna kvicksilver i de ytliga sedimenten minskar med tiden, som en följd av processerna bakom ÖNS, och även hur maxhalterna sjunker under perioden från 1970-1996 (5).

Naturliga kemiska processer relaterade till ÖNS innefattar adsorption, oxidation och reduktion, samt abiotisk omvandling av sedimentföroreningarna (1) (2). Av dessa processer är adsorption, oxidering och reduktion (specifikt utfällning) särskilt viktiga, eftersom båda resulterar i att binda föroreningar till sedimentpartiklar. När föroreningarna binds så reduceras föroreningskoncentrationerna i sedimentens porvatten. Porvattnet är både biologiskt tillgängligt och kan dessutom röra sig, så en minskning av halterna i porvattnet får flera positiva effekter (3) (5) (6). Exempel på adsorption är bindning av hydrofoba organiska föroreningar som PAH, PCB och TBT till naturligt organiskt kol i sedimenten, och exempel på bindning är bildandet av relativt olösliga metallsulfider som binds i sedimenten (1) (2).

Naturliga biologiska processer relaterade till ÖNS innefattar biologisk nedbrytning, biotransformation och fytosanering (2) (3). Av dessa processer är den viktigaste förmodligen biologisk nedbrytning, specifikt mikrobiell nedbrytning av relativt instabila organiska föroreningar som lågmolekylära PAH. Andra mikrobiella processer som också kan också vara viktiga är reduktionen av krom (VI) till den mycket mindre giftiga och mindre biotillgängliga krom(III) (19). Det bör emellertid påpekas att inte alla mikrobiella processer bidrar till naturlig självrening. Till exempel är kromomvandlingar under vissa förhållanden reversibla, femvärd arsenik (arsenat) kan omvandlas till den mer toxiska och lättrörliga trevärda arsenikformen (arsenit), och oorganiskt kvicksilver kan omvandlas till metylkvicksilver med hög toxicitet. Samtliga av dessa processer katalyseras av mikroorganismer och är redoxstyrda. Det är därför viktigt att väl känna till de platsspecifika redoxförhållandena vid förekomst av ämnen vars giftighet påverkas av redoxpotentialen.

skiss MNR processer2
Figur 3
. Konceptuell platsmodell över processer som påverkar PCB-halten i sedimenten vid ett ÖNS-projekt i Lake Hartwell (baserad på USEPA 2010).

Bioturbation orsakad av bottenlevande ryggradslösa djur (maskar, blötdjur, o dyl.) kan också spela en viktig roll i återhämtningen. Å ena sidan kan bioturbation bidra till att förorenade sediment ”grävs upp” och exponeras, vilket kan ses som negativt. Å andra sidan är bioturbation en process som generellt anses ha en positiv nettoeffekt, genom att bl.a. syresätta ytsedimenten (de översta centimetrarna) och skapa aeroba förhållanden. Syresättning främjar biologisk nedbrytning av flertalet organiska föroreningar. Notera dock att aeroba förhållanden i ytsedimenten även kan destabilisera olösliga metallsulfidkomplex, vilket måste tas i beaktande.

Av de processer som beskrivs ovan så bedöms sammanfattningsvis att isolering genom nya sediment och gradvis utspädning av föroreningar i sedimentens biologiskt aktiva zon genom sedimentering och blandning förmodligen är de återhämtningsprocesser som har störst påverkan på många platser där ÖNS används (se Figur 4).

skiss MNR1
Figur 4
. Principskiss över hur de förorenade sedimenten täcks av nya renare sediment och bioturbationen som med tiden ofta ökar allteftersom föroreningshalterna sjunker i den biologiskt aktiva zonen (ej skalenlig). Illustration Peter Harms-Ringdahl.

Tekniskt utförande

ÖNS bygger uteslutande på naturligt förekommande processer och kräver inte utrustning, verktyg eller material för att åtgärda förorenade sediment.

Själva övervakningen i ÖNS kräver dock utrustning, och är en central del av denna in situ-åtgärd. Eftersom ÖNS nyttjar flera naturliga återhämtningsprocesser, måste flera typer av fysikaliska, kemiska och biologiska data samlas in över tid för att dokumentera dels att den naturliga återhämtningen faktiskt äger rum på en plats, och dels att processerna är tillräckliga både vad gäller omfattning och hastighet. I referens (3) anges utrustning, verktyg och/eller tekniker för att samla in:

Fysikaliska data: kärl eller fällor för att kvantifiera sedimenteringshastighet; analys på labb för att testa sedimenten skjuvhållfasthet och därmed bedöma sedimentstabilitet; och piezometrar för att kvantifiera utbytet mellan ytvatten och grundvatten.

Kemiska data: provtagning och analys av sediment för att mäta föroreningskoncentrationer i ytsediment; provtagning av porvatten för att mäta koncentration av föroreningar i sedimentens porvatten; åldersbestämning av sedimentkärnor; användning av passiva provtagare, t.ex. baserade på semipermeabla membran för att ge information om biotillgängligheten på organiska föroreningar.

Biologiska data: föroreningsnivåer i vävnad från enkla bottenlevande ryggradslösa djur insamlade med konstgjorda substrat, t.ex. Hester-Dendy provtagare, och föroreningsnivåer i vävnad från djur högre upp i näringskedjan, t.ex. fiskar och däggdjur.

En viktig aspekt av ÖNS är att förhållandena vid utgångsläget måste dokumenteras för att möjliggöra en bedömning av med vilken hastighet och i vilken omfattning den naturliga självreningen sker.

Vanliga behandlingskombinationer

 Alla projekt med sedimentåtgärder innebär någon form av naturlig självrening oavsett om övervakad naturlig självrening uttryckligen beskrivs som tillämpad åtgärd eller inte.

När ÖNS tillämpas som sedimentåtgärd är det ofta i kombination med andra in situ- och/eller ex situ-åtgärder, antingen samtidigt eller före/efter en annan åtgärd (2) (6) (13).

Vid stegvisa åtgärder inom ett område kan ÖNS tillämpas som ett avslutande behandlingssteg. Föroreningskällan kan t.ex. åtgärdas genom muddring eller övertäckning och därefter används ÖNS för att uppnå de riskbaserade åtgärdsmålen. Exempel där ÖNS används samtidigt som en annan åtgärd är fall då kraftigt förorenade sediment åtgärdas uppströms genom muddring eller övertäckning, och mindre förorenade sediment nedströms hanteras med ÖNS.

Projekteringsaspekter

För att avgöra om en plats är lämplig för ÖNS behöver data om föroreningarna, fysikaliska, geotekniska, hydrologiska, biologiska förhållanden och sedimentens egenskaper samlas in och utvärderas under de initiala undersökningarna. Dessutom behöver man undersöka och bedöma antropogen aktivitet (nuvarande och förväntad). Insamlade data utvärderas sedan i en riskbedömning för att bedöma om riskerna som identifieras går att hantera med ÖNS. Viktiga data som behöver samlar in är (1) (2):

Föroreningarnas egenskaper

  • Generella föroreningsegenskaper, d.v.s. löst fas, fast fas och icke vattenlöslig vätska
  • Specifika ämnen och särskilda egenskaper, d.v.s. organiska, metallorganiska eller metallföroreningar
  • Sammanlagda föroreningskoncentrationer i sedimenten, inklusive vertikal och horisontell fördelning
  • Föroreningens rörlighet
  • Adsorption, transformation och/eller nedbrytningsförmåga
  • Koncentrationer av olika föroreningar i sedimentens porvatten
  • Identifiering och hantering av källa/källor

Fysikaliska, geotekniska och hydrologiska egenskaper

  • Sedimentens kornstorleksfördelning
  • Sedimentbäddens stabilitet, inklusive risk för skred i sluttningar
  • Sedimentbäddens erosionskänslighet
  • Vattendjup och bottentopografi (batymetri)
  • Hydrodynamik (eroderande krafter, flödeshastighet)
  • Grundvatten – ytvatten utbyte (grundvattenuppvällning)

Biologiska egenskaper

  • Sammansättning och bioturbationsförmåga hos bottenlevande organismer
  • Djupet på den biologiskt aktiva zonen i sedimenten.
  • Föroreningens exponeringsvägar
  • Föroreningens biotillgänglighet och toxicitet
  • Föroreningens bioackumuleringsförmåga

Sedimentens egenskaper

  • Generell geokemi för sediment och porvatten, inklusive total mängd organiskt kol (TOC), redoxpotential, pH, osv.
  • Potential for signifikant gasbildning t.ex. på grund av hög halt TOC (t.ex. i fiberbankar)

Antropogen aktivitet

  • Infrastruktur (byggnader m.m.) i vatten och längs kusten
  • Erosion av sedimenten från båttrafik
  • Förekomst av skrot, avfallsrester och större objekt på botten
  • Bad/frilufsliv
  • Föroreningsnivå/egenskaper för tillkommande sediment och pågående utsläpp från t.ex. reningsverk och industrier.

Behandlingsförutsättningar

En samlad utvärdering av de platsspecifika data som redovisas ovan avgör om förhållandena är lämpliga för att ÖNS ska kunna användas som åtgärdsmetod, antingen ensam eller i kombination med andra åtgärdsmetoder (5).

Enligt USEPA (2) främjar särskilt följande förutsättningar tillämpningen avÖNS:

  • Den planerade användningen av området på lång sikt är kompatibel med naturlig självrening
  • Den naturliga självreningen kan förväntas fortgå med tillräckligt hög hastighet för att binda, destruera eller reducera föroreningarnas biotillgänglighet eller toxicitet inom godtagbara tidsramar
  • Den förväntade mänskliga exponeringen är låg och/eller kan hanteras tillfredställande med föreskrivna kontroller
  • Platsen har lugnare vatten med begränsad vattenerosion och där nya sediment byggs upp naturligt
  • Sedimentbädden är stabil och kan förväntas fortsätta vara det
  • Sedimentbädden kan bära de nya sediment som med tiden byggs upp.
  • Föroreningshalten i biota och sedimentens biologiskt aktiva zon rör sig redan mot de riskbaserade åtgärdsmålen
  • Föroreningshalterna i sedimenten är relativt låga och täcker spridda områden, vilket gör att andra åtgärder, t.ex. bortforsling eller övertäckning, inte är kostnadseffektiva eller ens praktiskt möjliga

Två andra viktiga krav för fysisk sedimentåterhämtning är tillräcklig och kontinuerlig nysedimentering, och att de nya sedimenten är relativt rena. En ihållande nysedimentering på mellan 0.5 och 1 cm/år betraktas generellt som tillräcklig för ÖNS (1) (18).

De föroreningar som bedöms vara bäst lämpade att hanteras med ÖNS är organiska ämnen som inte bioackumuleras och/eller som snabbt bryts ner och metaller som bildar stabila komplex i anaeroba sediment. Exempel på sådana ämnen är lågmolekylära PAH, zink- och kvicksilversulfider. ÖNS har även använts som åtgärd för att hantera en rad olika mer svårnedbrytbara och bioackumerande bundna organiska, metallorganiska och metalliska sedimentföroreningar, såsom PCB, PAH, DDT/DDE, dioxiner, furaner, metylkvicksilver, kvicksilver och andra tungmetaller (1) (2) (3) (4) (5).

ÖNS bedöms ej som ämplig för att behandla fri fas av organiska föroreningar med begränsad vattenlöslighet (Non-aqueous phase liquids, NAPL) som olja eller kreosotolja. Dessutom är metoden inte lämplig där omvandling av metaller kan leda till ökad giftighet, till exempel kan oorganiskt kvicksilver vid närvaro av kol i anaerob miljö omvandlas till mycket giftigt metylkvicksilver (20). Ändrade redoxförhållanden kan även leda till att arsenik frigörs.

Åtgärdsmålen för ÖNS avser, precis som för alla in situ- och ex situ-sedimentåtgärder, att minska den långsiktiga risken för de organismer som exponeras. Exponeringen avspeglas direkt i föroreningshalten i organismernas vävnad och det är därför lämpligt att undersöka hur föroreningshalten i vävnadsprover från exponerade organismer över tid minskar, och att åtgärdsmålet är att nå en specifik halt. Tyvärr är sådana undersökningar inte alltid praktiskt genomförbara, huvudsakligen på grund av de långa tidsperioderna som krävs för att dokumentera haltminskningen, ofta tiotals år. Ett alternativ till detta är att undersöka hur föroreningsnivåerna över tid minskar i de biotillgängliga ytsedimenten. Data från dessa undersökningar tas ofta med i datormodeller för att förutsäga eller uppskatta tidsramarna för platsens återhämtning genom ÖNS, se t.ex. (6).

Landhöjningsprocessen som huvudsakligen sker i norra Sverige bör också tas i beaktande vid val av efterbehandlingsåtgärd för förorenade sediment. Därutöver kan effekter av klimatförändringarna även bidra till långsiktiga ändringar av behandlingsförutsättningarna. Förväntade effekter är bland annat stigande havsnivåer, ändrade grundvattenförhållanden och fler extrema väderfenomen.  Resultaten av dessa förändringar är svåra att förutse men kan innebära att miljöförhållandena på sikt ändras så att den här typen av in situ-behandling inte längre är lämplig.

Drift och uppföljning

Eftersom ÖNS förlitar sig på naturligt förekommande återhämtningsprocesser erfordras inga installationer som kräver underhåll och drift under lång tid. Endast de mätinstrument som behövs för övervakningen av den naturliga återhämtningen behöver installeras. Kontrollen baseras på de risker som identifierats, och uppsatta åtgärdsmål. Provtagningar behöver utföras med syfte att bekräfta att de naturliga processer som medverkar till långsiktig återhämtning fortlöper och är effektiva.

Övervakningen bör pågå till dess att åtgärdsmålen har uppnåtts. Naturlig återhämtning tar vanligtvis mellan 5 och 30 år, och påverkas i huvudsak av vilka föroreningar som förekommer i vilka halter samt takten för nysedimentering (5). Det innebär att fysikalisk, kemisk och/eller biologisk övervakning kan behöva utföras i årtionden, ofta i förutbestämda tidsintervall, t.ex. en gång per år i inledningsskedet för att sedan glesas ut. Utvärdering av att metoden fungerar ska ske kontinuerligt genom att följa huvudtrenden för halterna av de föroreningar som övervakas. Om återhämtningen går långsammare än vad som bedöms nödvändigt så bör det först och främst säkerställas att det inte finns pågående föroreningskällor som försämrar återhämtningen, och vid behov åtgärda dessa. Om pågående föroreningskällor går att utesluta eller påverkan är acceptabel, och återhämtningstakten ändå är för låg så bör istället en mer aktiv åtgärdsmetod, som t.ex. FÖNS eller ac-baserad tunnskiktsövertäckning, övervägas.

För att säkerställa övervakningens kontinuitet vid en given plats under en längre tidsperiod bör procedurer för hur övervakningen ska utföras dokumenteras tidigt i form av ett platsspecifikt övervakningsprogram. Programmet ska innehålla protokoll och detaljer relaterade till övervakningsutrustning, dess användning och installation, metoder för sedimentprovtagning, tillämpade analysmetoder vid ackrediterade laboratorier, m.m. Ansvar för kontrollprogram bör fastställas och kontrolleras av berörd tillsynsmyndighet, som även ska se till att provtagningsplanen fortsätter, och till exempel att en ny huvudman informeras i händelse av en fastighetsöverlåtelse.

Miljö- och hälsorisker

Det finns inga miljö- eller hälsorisker associerade med att tillämpa ÖNS eftersom åtgärden inte innebär användning av tunga maskiner med tillhörande utrustning eller personal för hantering och förflyttning av stora mängder material. Det är dock viktigt att säkerställa att omgivande rena sediment på sikt inte förorenas till följd av spridning från det förorenade sedimentområdet. En effekt av ÖNS är att bottenlevande organismer ökar över tiden. Därmed är en oavsiktlig effekt också att föroreningsexponeringen ökar. Dock minskar samtidigt föroreningshalterna i porvattnet och organismerna exponeras därmed för lägre föroreningsnivåer än vid de initiala förhållandena.

Hälsorisker associerade med ÖNS är relaterade till användning av utrustning och verktyg vid övervakning på plats.

Beträffande behov av skyddsutrustning och arbetsmiljöfrågor i samband med efterbehandling av förorenade områden hänvisas läsaren till Arbetsmiljöverkets rapport ”Marksanering – om hälsa och säkerhet vid arbete i förorenade områden (H359)” Stockholm, Arbetsmiljöverket 2015, som tagits fram i samarbete med SGF (24).

Energi- och resursaspekter

Övervakad naturlig självrening kräver inte tunga maskiner eller tillhörande utrustning, så energi- och resursförbrukning (t.ex. drivmedel) är ytterst liten i jämförelse med andra sedimentåtgärder, som bortforsling och övertäckning.

Energianvändning och miljöpåverkan i samband med ÖNS beror huvudsakligen på hur långt de personer som ingår i platsövervakningen behöver resa samt hur långt de insamlade sedimenten och proverna måste transporteras för laboratorieanalys.

Kostnadsaspekter

Eftersom övervakad naturlig självrening inte kräver utrustning, verktyg eller material för själva åtgärden, utgör övervakningen i stort sett hela kostnaden vid tillämpning av metoden. Långsiktig övervakning kan bli kostsam.

I kvalitativa och relativa termer (huvudsakligen för att det inte är någon storskalig industriell behandlingsutrustning eller stora mängder material som används) är de flesta referenser överens om att de totala kostnaderna för ÖNS är betydligt mindre än de totala kostnaderna för andra in situ- och ex situ-sedimentåtgärder. ÖNS anses därför generellt billigare än in situ-övertäckning, som i sin tur ofta är billigare än muddring och extern behandling. (15)

Det finns mindre information att tillgå om kostnad för ÖNS. De data som finns tillgängliga antyder att kostnaden är <2 SEK/m2/år (5) (11).

För- och nackdelar

För- och nackdelar med ÖNS i jämförelse med andra sedimentåtgärder (se t.ex. ref (15)) inkluderar

Fördelar

  • Den minst ingripande och störande metoden för livsmiljön i vatten och på botten.
  • Den metod som är minst komplicerad och snabbast att initiera.
  • Kan användas för att åtgärda en mängd föroreningar, även vid förekomst av flera olika föroreningar. Särskilt lämpligt för organiska ämnen som inte bioackumuleras och/eller som snabbt bryts ner, och metaller som bildar stabila komplex i anaeroba sediment.
  • Kräver ingen infrastruktur och inget utrymme för utrustning och material.
  • I allmänhet lägst totalkostnad jämfört med andra åtgärder.
  • Lämplig om det finns större objekt på botten t.ex. skrot eller nedsänkt trä som försvårar andra typer av åtgärder.
  • Om metoden inte fungerar har man enbart förlorat tid och kostnaden för övervakning (vars resultat dock går att ha nytta av vid byte av åtgärdsmetod), jämfört med andra mer kostnadsintensiva metoder som innebär att stora summor pengar kan gå förlorade om metoden ej fungerar.

Nackdelar

  • Sedimentföroreningarna är kvar, ofta under lång tid framöver.
  • Rekommenderas ej för fri fas av föroreningar i vätskeform t.ex. olja och kreosot.
  • Kan kräva lång tid för att reducera exponering och risker till acceptabla nivåer. Till exempel kan föroreningar ha långa kemiska och/eller biologiska halveringstider.
  • Störningar av sedimenten i geotekniskt instabila områden, t.ex. skred i sluttningar, kan orsaka ökad exponering och risk (och kan innebära användningsrestriktioner)
  • Kostnaderna för övervakning kan över tid bli stora.
  • Är ej kompatibel med vissa vattenvägar, t.ex. där farledsmuddring utföres.
  • Kräver föreskrivna kontroller.
  • Effektiviteten kan på längre sikt vara oklar.
  • Det är inte säkert att man lyckas att uppnå åtgärdsmålen med ÖNS. Då måste man ändå utföra en aktiv åtgärd senare.
  • Kan kräva restriktioner för bad/fiske/båttrafik under behandlingsperioden.

Referenser

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

(2) United States Environmental Protection Agency (USEPA). 2005. Contaminated Sediment Remediation Guidance for Hazardous Waste Sites. Report nos. EPA-540-R-05-012 and OSWER 9355.0-85. December 2005.

(3) USEPA. 2010. Methods and tools for the evaluation of Monitored Natural Recovery of contaminated sediments: Lake Hartwell case study. Office of Research and Development, National Risk Management Research Laboratory. September 2010.

(4) Ells, S. 2012. Remedial Options for Sediment Sites – Overview of Advantages and Disadvantages. Presentation to the Saginaw – Tittabawassee Rivers Contamination CAG Meeting, 17 September, 2012.

(5) Magar, V., Chadwick, B., T. Bridges, P. Fuchsman, J. Conder, T. Dekker, J. Stevens, K. Gustavson and M. Mills. 2009. Technical Guide – Monitored Natural Recovery at Contaminated Sediment Sites. ESTCP Project ER-0622. May 2009.

(6) Magar, V. and R. Wenning, 2006. The Role of Monitored Natural Recovery in Sediment Remediation. Integrated Environmental Assessment and Management. Vol. 2, No. 1, pp. 66-74.

(7) Chapman, P. 2011. Framework for Addressing and Managing Aquatic Contaminated Sites Under the Federal Contaminated Sites Action Plan (FCSAP). Golder Associates Ltd, Burnaby (BC), Canada.

(8) Klima- og Forurensnings-Direktoratet (Klif). 2012. Veileder. Håndtering av sedimenter. TA 2960/2012. September 2012. In Norwegian.¨

(9) U.S. Naval Facilities Engineering Command (NAVFAC). 2003. Implementation Guide for Assessing and Managing Contaminated Sediment at Navy Sites. Prepared by SPAWAR Systems Center (SSC), San Diego. Contritubing author, Battelle. NFESC User’s Guide UG-2053-ENV. March 2003.

(10) Association of State and Territorial Solid Waste Management Officials (ASTSWMO). 2007. Guide to the Assessment and Remediation of State-Managed Sediment Sites. Sediments Focus Group. June 2007.

(11) Committee on Contaminated Marine Sediments (CCMS). 1997. Contaminated Sediments in Ports and Waterways - Cleanup Strategies and Technologies. Marine Board; Commission on Engineering and Technical Systems and National Research Council. National Academy Press.

(12) Spadaro, P. 2011. Remediation of Contaminated Sediment: A Worldwide Status Survey of Regulation and Technology. Terra et Aqua. No. 123, pp. 14-23. June 2011.

(13) Zeller, C. and B. Cushing. 2006. Panel Discussion: Remedy Effectiveness: What Works, What Doesn’t? Integ. Environ. Assess. Mngmt. Vol. 2, No. 1, pp. 75-79.

(14) COWI. 2013. Den Grønne Manual, Norska Erfarenheter av Förorenade Sediment: Åtgärdsmetoder och Sanering. Rapport från projekt Hav möter Land (Svensk översättning). 15 February, 2013.

(15) Jersak, J., G. Göransson, Y. Ohlsson, L. Larson, P. Flyhammar, och P. Lindh (Jersak et al.). 2016 a. In-situ capping of contaminated sediments. Sediment remediation technologies: A general overview. SGI Publication 30-3E (in English). www.swedgeo.se.

(16) Eriksson, H. 2012. Översedimentation av förorenade bottnar? – från teori till exempel. Presentation to Vattendagarna, 23-24 Oktober, 2012, Jönköping.

(17) Jersak et al. 2016 b. In-situ capping of contaminated sediments. Contaminated sediments in Sweden: A preliminary review. SGI Publication 30-2E (in English). www.swedgeo.se.

(18) Schroeder, P. 2016. Technical Guidelines for In Situ Sediment Remediation. Presentation to the Federal Remediation Technologies Roundtable (FRTR), USA (Reston, VA), 11 May, 2016.

(19) Fude, L., B. Harris, M. Urrutia, and T. Beveridge. 1994. Reduction of Cr(VI) by a Consortium of Sulfate-Reducing Bacteria (SRB III). Applied and Environmental Microbiology. Vol. 60, No. 5, pp. 1525-1531.

(20) Fuchsman, P., K. Searcy Bell, K. Merritt, J. Conder, D. Chadwick, T. Bridges, and V. Magar. 2014. Chapter 9. Monitored Natural Recovery. In: Processes, Assessment and Remediation of Contaminated Sediments. D. Reible (Editor). SERDP and ESTCP Remediation Technology Monograph Series, C. Ward (Series Editor). Published by Springer.

(21) Törneman, N., L. Karlsson, P. Englöv, E. Cox, N. Durant, C. Azziz, J. Dall-Jepsen, och T. Jörgensen. 2009. Övervakad Naturlig Självrening som åtgärdsstrategi på förorenade områden. Naturvårdsverket Rapport 5893. April 2009.

(22) USEPA. 2017. How Superfund Cleans Up Sediment Sites. Available at https://www.epa.gov/superfund/how-superfund-cleans-sediment-sites. Last updated December, 2017.

(23) USEPA. 2017. Contaminated Site Clean-Up Information (CLU-IN), Sediments remediation. Available at https://clu-in.org/contaminantfocus/default.focus/sec/Sediments/cat/Remediation/. Last updated November 2017.’’

(24) Arbetsmiljöverket. 2015. Marksanering – om hälsa och säkerhet vid arbete i förorenade områden. Rapport H359. Stockholm 2015.