Miljørisikovurdering – farlig avfallsdeponi Mofjellet

Transcription

RAPPORT/REPORT
Miljørisikovurdering – farlig
avfallsdeponi Mofjellet Berghaller
UNDERJORDISK DEPONERING AV FARLIG
AVFALL I MOFJELLET BERGHALLER
DOK.NR 20140308-01-R
REV.NR 01/ 2015-05-20
Prosjekt
Prosjekttittel:
Miljørisikovurdering – farlig avfallsdeponi Mofjellet Berghaller
Dokumenttittel:
Underjordisk deponering av farlig avfall i Mofjellet Berghaller
Dokumentnr.:
20140308-01-R
Dato:
6. januar 2015
Rev.nr. / Rev.dato:
1/ 2015.05.20
Oppdragsgiver
Oppdragsgiver:
Miljøteknikk Terrateam AS
Kontaktperson:
Grete Henriksen
Kontraktreferanse:
Oppdragsbekreftelse datert 2014-04-11
for NGI
Prosjektleder:
Marianne Kvennås
Utarbeidet av:
Marianne Kvennås, Gudny Okkenhaug, Thomas Pabst
Kontrollert av:
Gudny Okkenhaug, Marianne Kvennås, Thomas Pabst
Sammendrag
NGI fått i oppdrag av Miljøteknikk Terrateam AS å utarbeide en stedsspesifikk miljørisikovurdering for deponering av farlig avfall i Mofjellet Berghaller som grunnlag for søknad til
Miljødirektoratet.
Den utførte miljørisikovurderingen inneholder en vurdering av følgende:
1.
Avfallet
2.
Gruva
3.
Transportveger
4.
Effekt
5.
Vurdering av mottakskriterier
Arbeidet har følgende konklusjoner:
1.
Avfallet
Totalt er det deponert ca. 508 580 tonn (ca. 355 800 m3) avfall i Mofjellet siden oppstarten i
1993. Dette utgjør ca. 34% av anslått totalt volum for deponering (1,05 mill m3). Dagens
konsesjon for mottak av avfall ligger på 70 000 tonn per år. I hovedsak er dette farlig avfall med
noe mindre mengder ordinært avfall. Alt avfall som deponeres i gruva stabiliseres ved hjelp av
sement (innbinding).
p:\2014\03\20140308\leveransedokumenter\rapport\revidert rapport mai 2015\20140308_01-r_rev1.docx
Sammendrag forts.
Utlekking fra avfallet er målt med TCLP-tester, CEN-tester og monolittisk test. Testene viser at
utlekking av metaller ligger innenfor nåværende grenseverdier for TCLP-teste. CEN-test viser at
utlekkingen i hovedsak ligger innenfor grenseverdiene for inert og/eller ordinært avfallsdeponi.
Utlekkingen av DOC og klorid overskrider grenseverdiene for farlig avfallsdeponi. For videre
testing av det innbundne materialet bør utlekkingstestene i henhold til avfallsforskriften
inkluderes. Samtidig vil det være fornuftig å videreføre TCLP-testen på grunn av sammenligning
med historiske data.
2.
Gruva
Mofjellet Berghaller er en tørr gruve med få sprekker. Bergmassen er vurdert til å ha lav
hydraulisk konduktivitet (mindre enn 10-8 m/s). Etter hvert som brytningsrommene fylles med
deponimasse vil muligheten for innrasning avta sterkt. Gruva anses som en geoteknisk stabil
gruve. Det antas videre at et eventuelt jordskjelv ikke vil medføre alvorlige skader i gruva med
konsekvenser for overflaten av Mofjellet.
3.
Transportvurdering
Den hydrogeologiske vurderingen viser at vannstrømning i gruva er lav og konsentrert rundt
noen spesifikke punkter. Nåværende lekkasje fra gruva (pumpet vann) er omtrent 250 m3/d,
men etter gruven blir utfylt og vannmettet (på sikt) vil mengden av vann i kontakt med avfall i
gruven reduseres ca. 40 ganger.
Det bør gjøres en gjennomgang av dagens overvåkingsprogram både når det gjelder prøvetakingspunkter, behov for nye grunnvannsbrønner og kjemiske parametere.
4.
Effekt
Analyser av totalinnhold i gruvematerialet viser at det foreligger høye metallkonsentrasjoner av
både Zn, Cu, Pb og Cd i Mofjellet. Oksidering av sulfidene medfører frigjøring av disse metallene,
og det har blitt målt svært høye konsentrasjoner i vann fra gruva før deponeringen startet.
Grunnvann i området har også blitt sterkt påvirket av gruveaktiviteten.
Overvåking av pumpevann fra gruva og grunnvann viser at konsentrasjonene av metaller ligger
på nivå med før deponeringen startet. Kloridkonsentrasjonen i pumpevann er imidlertid
forhøyet og indikerer påvirkning av deponert avfall. Det er påvist høy kloridutlekking fra avfallet
som følge av innbinding av flyveaske. Det samme gjelder innholdet av sulfat. For resipienten
Ranfjorden vurderes høyt innhold av sulfat og klorid å ikke å medføre negative toksiske effekter.
Det bør kartlegges i hvor stor grad deponerte avfallsmasser står i kontakt med vann som pumpes
ut av gruva, og vurdere behovet for eventuelle tiltak.
Spor av PAH både i pumpevannet og grunnvannet kan skyldes innbindingsmassene men også
andre eksterne kilder som for eksempel dieseldrevne kjøretøy.
Oppfylling av gruva med innbundet avfall som gir en utlekking med høy pH vurderes å ha en
positiv effekt på utlekking av surt gruvevann på lang sikt, ved at konsentrasjonene og mengdene
reduseres.
5.
Mottakskriterier med hensyn til utlekking bør ikke overskride kriteriene for farlig avfallsdeponi
gitt i avfallsforskriften. Unntaket er løst organisk materiale (DOC) og klor, som ikke vurderes å
utgjøre noen miljøeffekt på resipienten.
Dagens mottaksnivå mht TOC vurderes som tilfredsstillende i forhold til mobilisering av
miljøgifter. En økning i TOC-nivå ut over det som mottas i dag vil kreve en ytterlige utredning.
Innbinding av avfallstyper med høyt innhold av tungt nedbrytbart organisk karbon som kull,
biokull, grafitt etc. vil imidlertid være positivt. Enkelte avfallstyper som har lavt innhold av TOC,
Sammendrag forts.
men høyt innhold av tungt nedbrytbare og lite mobile organiske miljøgifter som eksempelvis
PCB vil kunne mottas og behandles.
Deponerte masser bør inneha et høyt syrenøytralisasjonspotensial for å hindre pH endring i
massene. Permeabiliteten i stabiliserte masser bør være på nivå med eller lavere enn bergmassen
rundt for å redusere kontakt mellom vann og deponert masse på lang sikt. Dagens behandling/
innbindingsprosess tilfredsstiller begge disse kravene. Permeabiliteten av innbundet materiale
bør imidlertid dokumenteres ved større endring i innbindingsprosessen. En videreføring av krav
til styrke basert på funksjon mht. deponering anses som fornuftig.
Dokumentnr.: 20140308-01-R
Dato: 2015-05-20
Rev.nr.: 1
Side: 6
Innhold
1
Innledning
8
1.1
Bakgrunn
8
1.1
Krav i avfallsforskriften
9
2
Grunnlag, metode
10
3
Beskrivelse av lokaliteten (gruva)
12
3.1
Bergart/malm
12
3.2
Forkastninger, sprekker, sprekkesystem
12
3.3
Påvirkning av seismisk aktivitet
12
3.4
Deponiets oppbygning
13
3.5
Forurensning fra tidligere gruvevirksomhet
14
4
5
6
Avfallskarakterisering
16
4.1
Avfallstyper og -mengder
16
4.2
Stabiliseringsprosess (innbinding)
17
4.3
Styrke
17
4.4
Permeabilitet
18
4.5
Utlekkingspotensial
19
4.6
Reaksjoner mellom gruvevann og deponert avfall
27
4.7
Mottak av avfall med økt TOC innhold
29
Hydrogeologisk vurdering og transportkarakterisering
30
5.1
Observasjoner og målinger – Inngangsparametere
30
5.2
Vurderingsmetode
31
5.3
Nåværende situasjon og kalibrering av modeller
32
5.4
Etter utfylling av gruva
33
5.5
Sprekksystemer og lokale innlekkasjer
34
5.6
Varierende grunnvannstand
35
5.7
Utslippsmengder fra gruva på lang sikt
36
Resipientkarakterisering
37
6.1
Vurdering i forhold til naturmangfoldloven
37
6.2
Vurdering i forhold til Vannforskriften
37
6.3
Overvåking av vannkvalitet
40
7
Vurdering av mottakskriterier for deponert avfall
45
8
Konklusjon
47
9
Referanser
49
Dato: 2015-05-20
Rev.nr.: 1
Side: 7
Vedlegg
Vedlegg A:
Vedlegg B:
Vedlegg C:
Områdekart som viser grunnvannsbrønner
Sigma H – notat
Resultater fra monolittisk utlekkingstest
Kontroll- og referanseside
Dato: 2015-05-20
Rev.nr.: 1
Side: 8
1
Innledning
1.1
Bakgrunn
Miljøteknikk Terrateam AS har tillatelse til behandling av forurensede masser og
produksjonsavfall/farlig avfall og deponering i Mofjellet Berghaller (Tillatelse fra SFT (nå
Miljødirektoratet) datert 16. oktober 2002). Tillatelsen omfatter bl.a. årlig mottak av 70.000
tonn avfall til innbindingsanlegg bestående av:
-
-
Jordmasser forurenset med organiske og uorganiske stoffer.
Uorganisk produksjonsavfall inkl. uorganisk farlig avfall.
Miljøteknikk Terrateam utarbeidet i 2012 en ny deponisøknad for videre drift av det
underjordiske deponiet for farlig avfall. Miljødirektoratet meldte tilbake at det var en rekke
punkter som måtte belyses ytterligere i en revidert søknad før tillatelsen kunne revideres. I den
forbindelse har NGI fått i oppdrag av Miljøteknikk Terrateam AS å utarbeide en stedsspesifikk
miljørisikovurdering for deponering av farlig avfall i Mofjellet Berghaller som grunnlag for
søknad til Miljødirektoratet. Lokalisering av Mofjellet Berghaller er vist i Figur 1 og Figur 2.
N
Figur 1 Lokalisering av Mofjellet Berghaller vist med svart sirkel (kilde GISLink)
Dato: 2015-05-20
Rev.nr.: 1
Side: 9
N
Figur 2 Oversiktskart over Mofjellet Berghaller (Kilde GISLink)
1.1
Krav i avfallsforskriften
I henhold til avfallsforskriften kapittel 9 vedlegg II kan underjordiske deponier for farlig avfall
kun ta imot avfall som oppfyller stedsspesifikke mottakskriterier som er fastsatt på bakgrunn av
en miljørisikovurdering.
Deponiet ble etablert i 1993 før gjeldende regelverk for underjordisk deponering trådte i kraft.
Det har ikke blitt gjennomført en miljørisikovurdering av deponiet etter dette regelverket.
Kravene til innhold i miljørisikovurdering beskrevet i vedlegg II, er basert på vedlegg A til
rådsdirektiv 2003/33/EC (kriterier for mottak av avfall ved avfallsdeponier). Generelt skal
miljørisikovurderingen inneholde en vurdering av (i) avfallet, (ii) mottakere/receptors, (iii)
transportveger og (iv) effekt. Deponidirektivet fastlegger at målet med den underjordiske
deponeringen er å isolere avfallet fra biosfæren 1. Hensikten med miljørisikovurderingen er
Begrepet biosfære er ikke vanlig på norsk. Det engelske ordet biosphere omfatter summen av
alle jordas økosystemer (www.wikipedia.com). Den svenske definisjonen er biosfæren ”den del
av omgivelsene hvor flercellede organismer eksisterer”, i motsetning til geosfæren som er ”et
sammenfattende navn på den berggrunnen hvor høyere organisk liv ikke eksisterer” (dom fra
Vaxjo tingrett, Miljødomstolen)
1
Dato: 2015-05-20
Rev.nr.: 1
Side: 10
derfor å vurdere effekt på biosfæren også over lang tid. Langtidsperspektivet skal representere
geologiske tidsrom (>1000 år).
Tabell 1 gir en oversikt over innhold i en stedsspesifikke risikovurdering for underjordisk deponi
basert på vedlegg II i avfallsforskriften og vedlegg A i EUs avfallsdirektiv som er relevant for
Mofjellet Berghaller.
Tabell 1 Oversikt over innhold i en miljørisikovurdering for underjordisk deponi, relevant for Mofjellet
Berghaller
Geologisk
vurdering:
Geomekanisk
vurdering:
Hydrogeologisk
vurdering:
Geokjemisk
vurdering:
Effekt på
biosfæren,
økosystem:
Langsiktig
vurdering:
2
Detaljert kunnskap om geologi (berggrunn, jord, topografi)
Kartlegging av sprekker, sprekkesystem, forkastningssoner
Mulig påvirkning av seismisk aktivitet (jordskjelv)
Dokumentasjon av stabiliteten av bergrommene. Avfallet må inngå i
vurderingen
Det må dokumenteres at bergrommene ikke deformeres slik at det oppstår
transportveger til biosfæren
Tilfredsstillende stabilitet under drift av bergrommene
Dokumentasjon av avfallets stabilitet
Detaljert kartlegging av hydrauliske egenskaper for å kartlegge
grunnvannsstrømning (basert på hydraulisk ledningsevne i berggrunnen,
sprekker og hydrauliske gradienter)
Detaljert kartlegging av kjemisk sammensetning av berggrunn og grunnvann for
å kunne vurdere sammensetningen i grunnvann og mulig endring over tid,
mineralogisk beskrivelse av berggrunnen
Baseline studier for å kartlegge bakgrunnsverdier
Vurdering av virkning på potensielt påvirkede økosystemer
Vurderingene skal omfatte et langsiktig perspektiv, etter at driften her opphørt.
Grunnlag, metode
Grunnlagsmateriale som har vært benyttet ved gjennomføring av foreliggende risikovurdering
er vist Tabell 2.
Tabell 2 Oversikt over grunnlagsmateriale
Tema
Geologi
Dokument
Rapport SigmaH
År
2014
Hydrogeologi
Rapport, Noteby
45325-2
Rapport, Noteby
45325-3
1992
Hydrogeologi
1992
Tittel/ Innhold
Bergmekaniske forhold og befaring i Mofjellet
gruver
Hydrogeologiske undersøkelser Del 1: Inne i
gruva
Hydrogeologiske undersøkelser Del 2: Ved
innbindingsanlegget
Dato: 2015-05-20
Rev.nr.: 1
Side: 11
Tema
Innledende
studie som
grunnlag for
søknad
Avfallskarakteris
ering
Avfallskarakteris
ering, utlekking
Utlekking,
monolittisk test
Geokjemisk
vurdering
Geokjemisk
vurdering
Resipientkarakterisering,
overvåking
Resipientkarakterisering,
vannanalyser
Dokument
Multiconsult
År
2014
Tittel/ Innhold
Vurdering av deponiforhold i Mofjellet
Div. dokument
Miljøteknikk
Terrateam AS (pdfdokumenter, Excelfil)
Rapport, Molab
19932014
Data fra regelmessig overvåking av prosessert
avfall.
2013
Interne
dokumenter
Miljøteknikk
Terrateam (notat,
Excel-fil)
Interne
dokumenter
Miljøteknikk
Terrateam Excel-fil
Interne
dokumenter
Miljøteknikk
Terrateam Excel-fil
Interne
dokumenter
Miljøteknikk
Terrateam (pdfdokumenter, Excelfil)
Miljøteknikk
Terrateam Excel-fil
2013
Resultater fra analyser av totalinnhold,
utlekking
Resultater fra monolittisk test (tank test)
Dokumenter fra
internett
Laboratorierapport
fra Molab
2014
Resultater fra titrering av innbundet avfall (med
(HCl)
2014
Resultater fra titrering av gruvevann (med
NaOH)
19932014
Resultater fra overvåking av gruvevann og
brønnvann siden deponiet ble startet.
2014
Resultater vannanalyser av gruve- og
brønnvann
2014
Informasjon om vannforekomsten, Ranfjorden
2014
Informasjon om Mobekken
Oppbygging av miljørisikovurderingen gjennomført i tråd med avfallsforskriften og vedlegg A i
Rådsdirektiv 2003/33/EG. Dette inkluderer en vurdering av: 1) avfallet, 2) mottakere/
reseptorer, 3) transportveger og 4) effekt. Denne oppbyggingen er også i henhold til "Veileder
om miljørisikovurdering av bunntetting og oppsamling av sigevann ved deponier" (TA-1995
SFT-2003), hvor miljørisikovurderingen bygges opp med 1) Avfallskarakterisering, 2)
Transportkarakterisering, 2) Resipientkarakterisering.
Befaring av gruva og områdene rundt ble gjennomført av NGI v/Thomas Pabst og Marianne
Kvennås den 12 mai 2014. Det ble samtidig tatt ut vannprøver for analyse. SigmaH v/Arne
Dato: 2015-05-20
Rev.nr.: 1
Side: 12
Myrvang besøkte gruva og bedriften den 8. oktober 2014 for vurdering av bergmekanisk
sikkerhet.
Det har underveis i prosessen blitt avholdt flere møter med Miljøteknikk Terrateam AS for å gå
gjennom grunnlagsdata og diskutere resultater.
3
Beskrivelse av lokaliteten (gruva)
3.1
Bergart/malm
Arne Myrvang har beskrevet malmforekomsten i gruvesystemet i notatet i vedlegg B. En
oppsummering av beskrivelsen er gjort i det følgende.
Bergartene ved Mofjellet er glimmergneiser og amfibolitter. Forekomsten består av tre parallelle
langstrakte, såkalte malmlinser som ligger over hverandre med en innbyrdes avstand på opp til
ca. 30 m. Disse kalles Linse 1 (øverst), Linse 2 og Linse 3. Linsene har en bredde på 20 – 70 m
og en tykkelse på ca. 3 – 4 m. Linsene er drevet ut i en lengde på ca. 3 km i Ø-V retning. Kart
som viser ulike plan i gruva med linser samt snitt er vist i rapport 45325/2 (Noteby, 1993).
Malmlinsene ligger i lyse, granatførende glimmergneiser med ca. Ø –V strøk og med fall 10 -30
grader mot sør. Den vertikale bergoverdekningen over malmene ligger ca. mellom 200 og 300 m.
Måling av det opprinnelige bergspenningsmønsteret viste at den største spenningskomponenten
er flattliggende med en størrelse på 12 MPa og med orientering omtrent normalt på malmens
strøkretning.
Malmmineralene er sinkblende ZnS, blyglans PbS, kobberkis CuFeS og svovelkis FeS2, dvs.
sulfider. Metallgehaltene har i gjennomsnitt vært 3,5% Zn, 0,85% Pb og 0,30% Cu.
3.2
Forkastninger, sprekker, sprekkesystem
Det rapporteres ingen forkastninger eller svakhetssoner av betydning i gruveområdet.
Generelt er gruva meget tørr (Myrvang, 2014, vedlegg B).
3.3
Påvirkning av seismisk aktivitet
Arne Myrvang har utført en vurdering av påvirkningen av seismisk aktivitet på Mofjellet
Berghaller, basert på tidligere arbeider i gruva, og befaring i gruveområdet.
Det vurderes at et eventuelt jordskjelv ikke vil medføre alvorlige skader i gruva med
konsekvenser for overflaten av Mofjellet (se detaljer i vedlegg B).
Generelt er jordskjelvaktiviteten større i Nordland enn i resten av landet, og Rana-området med
kyststrøkene utenfor skiller seg spesielt ut. Her skjedde det største jordskjelvet som er registrert
i historisk tid i Skandinavia i 1819. Etterberegninger på grunnlag av beskrivelsen viser at skjelvet
hadde en styrke på 5,8 på Richters skala. Det kan ikke utelukkes at et tilsvarende skjelv kan skje.
Generelt er det slik at jordskjelv påvirker underjordsanlegg lite i forhold til installasjoner på
overflaten. Dette har sammenheng med at rystelsene vil være sterkest på overflaten der en har
"fri flate". Ellers regnes jordskjelv lavere enn Richter 5 normalt ikke å medføre store skader.
Dato: 2015-05-20
Rev.nr.: 1
Side: 13
I Mofjellet finnes ingen aktive forkastninger eller knusningssoner som kunne ha medført
forskyvninger i forbindelse med jordskjelv. Det antas derfor at et eventuelt jordskjelv ikke vil
medføre alvorlige skader i gruva med konsekvenser for overflaten av Mofjellet.
3.4
Deponiets oppbygning
3.4.1
Deponerte mengder
Det ble drevet gruvedrift i Mofjellet i perioder fra 1800-tallet fram til 1987, og behandlingsanlegget ligger like utenfor gruveåpningene. Det er anslått at volumet av bergrom utgjør rundt
1,4-1,5 millioner m3. Det volumet som kan utnyttes til deponering er antakelig noe mindre,
anslått til 1,05 millioner m3. Disse tallene er imidlertid høyst usikre.
Deponering av avfall har pågått siden 18. juni 1993. Ved utgangen av 2014 var det deponert
omtrent 397 000 m3. Siden oppstarten har det blitt mottatt og behandlet ca. 557 000 tonn.
Gjenværende levetid for deponiet anslås til ca. 22 år fra 1.1.2015, men anslaget er meget usikkert.
Det planlegges å fylle inn omtrent 30 000 m3 behandlet masse pr år.
3.4.2
Områder for deponering og logistikk
Det er til nå deponert i Vestgruva linse 0 og 1 og Østgruva linse 1, 2 og 3. For tiden pågår
mesteparten av deponeringen i østgruva på linse 1. Kart som viser linsene, Vestgruva og
Østgruva er vist i rapport 45325 (Noteby, 1993).
Det er ledige volum i østgruva på alle linser, samt en del i vestgruva. Grov plan for videre
oppfylling er skissert i Tabell 3.
Tabell 3 Plan for oppfylling av gruva
Årstall
2015-2030
Østgruva
Deponering på linse 3 Nergruva
Sideganger linse 3,2,1 Nergruva
Vassberget (linse 3 Nergruva).
Vestgruva
Sideganger på laveste plan, sideganger på
øverste plan i vestgruva (linse 1, 2, 3)
Ledige sidevolumer i Øvergruva (linse 0 vest).
2031-2037
Kjøreveier linse 3 og linse 1 i
Nergruva fylles.
Kjørevei linse 2 Nergruva fylles.
Fylle kjøreveier i Øvergruva og i vestgruva
fram til gammelt verksted.
Avslutte deponering i øvre del av Øvergruva
(linse 0), samt linse 1-2 i vestgruva.
Ranka holdes åpen.
2038
Deponering avsluttes. Ranka og
øvre del av skråsjakta vurderes
holdt åpen.
I behandlingsprosessen blandes avfallsmassene med vann, sement og eventuelle tilsetningsstoffer i en type betongblander, se kapittel 4.2. Etter innblanding kjøres massen inn i berghallene
med dumper i lass på ca 10 tonn og blir deponert i løpet av 10-30 minutter. I løpet av en driftsdag
deponeres det ca 200-300 tonn på ett eller flere deponisteder. I løpet av få døgn har massen
herdet nok til at den kan kjøres på. Det deponerte stabiliserte avfallet får en monolittisk struktur.
Dato: 2015-05-20
Rev.nr.: 1
Side: 14
3.4.3
Gruve/Bergrom stabilitet
De høye, horisontale bergspenningene (12 MPa) på tvers av malmens strøk/lengderetning vil i
denne sammenheng være svært gunstig, og forhindre innrasninger (Myrvang, 2014, vedlegg B).
Tykkelsen av malmkroppene er dessuten for det meste bare 3 – 5 m. Med en bergoverdekning
på 200-300 m utelukker dette at en eventuell innrasning vil spre seg til overflaten på Mofjellet.
Etter hvert som brytningsrommene fylles med deponimasse vil videre muligheten for innrasning
avta betydelig.
3.4.4
Tiltak for å sikre gruverommene
Det er gjort forskjellige mindre tiltak inne i gruva under Miljøteknikk Terrateams driftstid. Det
er blant annet utført noen sprenginger, særlig i henget, for å få større høyde og bedre kjøreveier,
det er også gjort noe grøfting langs kjøreveier. Det utgjør svært liten andel av
totalvolumet/overflata av fjellet. Dersom det ligger slam fra gruvedrifta i bergrommene, fjernes
det før deponering starter. Det blir altså tatt ut og behandlet på linje med det øvrige avfallet. I
2013 utgjorde slik masse ca. 1000 tonn.
I følge driftssjef Gjesbakk kontrolleres taket regelmessig og rensking og ny bolting utføres om
nødvendig. Før nye driftsområder tas i bruk utføres grundig rensk og bolting. Det brukes
forspente, galvaniserte bolter med lengde 2,0 eller 3,0 m. Årlig settes det 500- 1000 bolter.
Åpningene mellom stollen og brytningsrommene tettes med jordfuktig masse. Arne Myrvang
har inspisert bergrommene (notat i vedlegg B). Han konkluderer med at åpningene viste alle
meget god kontakt mellom berg og masse. I tillegg til tetting vil massene være god støtte for
pilarene, noe som generelt vil gi økt stabilitet i området. Noen steder er pilarer boltet med
horisontale bolter for å holde løse blokker på plass.
Fra et gruveteknisk synspunkt synes den aktiviteten som drives å være gjort på en arbeidsmiljømessig sikker måte. De utførte bergsikringstiltak er gjennomført på en faglig forsvarlig
måte, og det føres kontinuerlig kontroll av forholdene. Gruva inspiseres også jevnlig av
Direktoratet for Mineralforvaltning (DMF). Generelt vil utfylling av gruven redusere
ustabiliteter ytterligere.
3.5
Forurensning fra tidligere gruvevirksomhet
Tidligere gruvevirksomhet med utvinning av sulfidmalmer, opparbeiding og deponering av
avgangsmasser har medført og medfører betydelig forurensing av området. Da de samme
metallene kan foreligge i forhøyede konsentrasjoner i avfallet som deponeres i gruva, er det
viktig å få en oversikt over denne kilden til forurensning.
3.5.1
Totalinnhold i malmen
Malmen er en impregnasjonsmalm (malm-mineralene finfordelt i bergarten), hvor hovedmineralene er blyglans (PbS), sinkblende/sfaleritt (ZnS), kobberkis (CuFeS) og svovelkis FeS2
(Noteby 1990, Myrvang 2014). Metallinnholdet er beregnet til ca. 3,5% Zn, ca. 0,85% Pb, ca.
0,3% Cu og ca. 3,5% S. Resultater fra analyser av borekjerner fra Mofjellet er vist i Tabell 4.
Dato: 2015-05-20
Rev.nr.: 1
Side: 15
Tabell 4 Innhold av Cd, Cu, Pb og Zn i borekjerner fra Mofjellet (NGU 2013)
Gjennomsnitt (n=5)
mg/kg
STD
Andel
(%)
Cd
249
165
0,02
Cu
3583
264
0,36
Pb
8977
3432
0,90
Zn
56378
39182
5,64
Sinkblende/sfaleritt inneholder noe kadmium (Store Norske leksikon, 2014). Dette er også
funnet i Mofjellområdet i nyere undersøkelser med prøver på inntil 2 % Cd pr formelenhet
sfaleritt. (NGU, 2013).
3.5.2
Vann fra gruva
Det foreligger analyser av vannet fra gruva i Mofjellet fra før deponeringen startet. Eieren av
gruva, BNN, fikk gruvevannet analysert i 1987- 1988 i forbindelse med nedleggelsen. Det ble
også startet utredning av avfallsanlegg i mo i Rana og bruk av Mofjellgruva som deponi. Videre
ble det av Noteby gjennomført analyser for å dokumentere "før situasjonen" før deponering
(BNN 1987, Østlandskonsult 1988, Noteby 1992). En oversikt over disse resultatene er gitt i
Tabell 5.
Tabell 5 Analyser av gruvevann fra perioden 1987 – 1992 (før deponering)
Utpumpet vann
(1987)*
pH
Drensvann i gruva (1988)
Vannprøver (1992)
3. sept
23. nov
Prøve 1
Prøve 2
Prøve 3
Prøve 4
Utløp,
gruva
Vestgruva
Østgruva*
5,3
7,25
7,2
7,25
6,8
6,9
4,8
4,7
5,1
40
23
180
130
150
130
150
110
380
50
Cd
µg/l
206
23
Cu
µg/l
247
20
Pb
µg/l
120
10
400
10
200
100
470
500
450
Zn
µg/l
70880
9450
11300
9450
64000
51000
56000
56000
56000
Fe
µg/l
290
10
1100
10
<50
400
-
-
-
SO42-
mg/l
-
-
-
-
-
-
636
642
642
*(inkl. vann fra vest)
20
Resultatene viser et svært høyt innhold av sink i vannet (opptil ca. 70 mg Zn/l). Men det
registreres også høye konsentrasjoner av Cd (0,02 – 0,2 mg/l), Cu (0,02 – 0,38 mg/l) og Pb
(0,01 – 0,5 mg/l). Videre påvises det høye konsentrasjoner av sulfat på rundt 640 mg/l. Høye
metall og sulfatkonsentrasjoner skyldes oksidering av metallrike sulfidmineraler. Dette er en
syredannende reaksjon. For flere av prøvene fra 1987-1988 registreres imidlertid en nøytral pH
i vannet. Dette indikerer at det sannsynligvis foreligger noe kalkholdige mineraler i området som
bufrer denne reaksjonen. Konsentrasjonene i tungmetaller er derfor noe redusert pga. utfelling.
Analyser av totalt organisk karbon (TOC) i vannet fra gruva før deponeringen viser at
drensvannet inneholder lave konsentrasjoner av TOC (1,5 – 3,8 mg/l). Elektrisk ledningsevne i
drensvannet: 870 – 980 µS/cm. Vann i dagfjellsonen/innlekket overflatevann: 130 – 270 µS/cm.
(Noteby 1993).
Dato: 2015-05-20
Rev.nr.: 1
Side: 16
3.5.3
Grunnvann
I forbindelse med etableringen av deponiet ble det satt to grunnvannsbrønner i nærheten av
produksjonshall (Brønn 1 og Brønn 2), se kart i vedlegg C. Brønnene ble boret i 1993 og satt i
fyllmasser av sand, grus og stein samt gruveavfall. Prøvetaking ble gjennomført i juni 1993, før
deponeringen startet. Brønnene har deretter blitt prøvetatt kvartalsvis (Noteby 1993).
I Brønn 1 registreres svært høye metallkonsentrasjoner (Tabell 6). Denne brønnen er trolig satt
i avgangsmasser fra gruva, og en lav pH på 3,5 indikerer sulfidoksidering. Brønn 2 viser betydelig
lavere metallkonsentrasjoner (bunn brønn på 6,9 m dyp), hvor kun Zn foreligger over
deteksjonsgrensen.
Resultater fra analyser av utvalgte tungmetaller i brønn 1 og brønn 2 før oppstart av deponering
er vist i Tabell 6.
Tabell 6 Analyseresultater Brønn 1 og Brønn 2 før oppstart deponering i 1993
pH
Brønn 1
Brønn 2
3,5
6
Cd
µg/l
908
<5
Cu
µg/l
5070
<1
Pb
µg/l
818
<23
Zn
µg/l
58100
397
3.5.4
Konklusjon – forurensning fra tidligere gruvevirksomhet
4
Avfallskarakterisering
4.1
Avfallstyper og -mengder
Ved utgangen av 2014 var det deponert omtrent 397 000 m3. Siden oppstarten har det blitt
mottatt og behandlet ca. 557 000 tonn. Dette utgjør ca. 37 % av anslått totalt volum for
deponering (1,05 mill m3). Dagens konsesjon for mottak av avfall ligger på 70 000 tonn per år. I
hovedsak er dette farlig avfall med noe mindre mengder ordinært avfall. En oversikt over de
største fraksjonene i 2013 er gitt i Tabell 7.
Dato: 2015-05-20
Rev.nr.: 1
Side: 17
Tabell 7 Avfallsfraksjoner som mottas for behandling og deponering ved Miljøteknikk Terrateam AS
Avfallstype
Ordinært avfall (forurensede masser mm)
Slagg, støv, flygeaske, katalysatorer, blåsesand m.m.
Uorganisk slam fra industri
Uorganiske syrer og baser
Vandig flytende avfall
Uorganiske salter, fast industriavfall
Mengde (tonn)
23 754
25 531
507
182
9 254
310
Alt avfall som deponeres behandles ved en stabiliserings/solidifiseringsprosess (S/S), se etterfølgende kapitler.
4.2
Stabiliseringsprosess (innbinding)
Forurensede masser/farlig avfall blir behandlet med en stabilisering/solidifiseringsprosess.
Formålet med denne teknikken hvor forurensede masser tilsettes bl.a. tilslag og sement, er å
omdanne disse til et stabilt, hardt materiale. Sementstabilisering er trolig den mest benyttede
metoden for solidifisering (Astrup, 2008).
Miljøteknikk Terrateam AS bruker betegnelsen innbinding som inkluderer både solidifisering
og stabilisering. Innbindingsprosessen fører i første rekke til at sement reagerer kjemisk med
fritt vann og danner en tørr monolitt med forbedrede mekaniske egenskaper. Baseoverskuddet
i betongmassen vil også bidra til å stabilisere metallene i avfallet som (oxy)hydroksider.
Formålet med metoden er å redusere forurensing fra ulike typer partikulære masser gjennom å
redusere materialets totale overflate som kan avgi forurensinger til omgivelsene og gjennom en
kjemisk stabilisering. Materialets håndterbarhet og fysiske egenskaper bedres. Monolitten
immobiliserer forurensningselementene og overflatearealet minskes slik at utlekking pr. tidsenhet
minsker. Den tilgjengelige overflaten for utlekking minskes ved at de enkelte korn kjemisk bindes
sammen til en større enhet. Dermed reduseres permeabiliteten av monolitten kraftig.
Miljøteknikk Terrateam AS utvikler ulike typer resepter for behandlingen avhengig av sammensetningen av massene og konsentrasjonsnivået.
Produktkontroll foregår ved at ferdig innbundet materiale testes etter en herdetid på 28 dager.
Prøvene gjennomgår en utlekkingstest og Miljødirektoratet har i sin driftstillatelse satt krav til
konsentrasjoner i utlekkingsvannet. Den amerikanske EPAs TCLP-test (Toxicity Characteristic
Leaching Procedure) benyttes for måling av utlekking. I tillegg utføres det en trykkstyrketest på
prøvene. Se etterfølgende kapitler.
4.3
Styrke
Det gjennomføres testing på trykkstyrke av det stabiliserte avfallet etter 28 dagers herding.
Testen gjennomføres ved hjelp av et trykkprøvingsmaskin (X-press, SPEX industries).
Grenseverdien for mekanisk styrke er i konsesjonen satt til 0,5 MPa. Dette er et mål på at massen
har herdet så mye at man kan kjøre på den. Maksimal styrke som måles ligger på 2 – 2,5 MPa,
men reell styrke er sannsynligvis i mange tilfeller høyere.
Resultater fra trykktesting av stabilisert materiale de siste 2 årene er vist i Figur 3.
Dato: 2015-05-20
Rev.nr.: 1
Side: 18
Figur 3 Trykkstyrke i stabilisert avfall etter 28 døgns herding (perioden 2012-2014). Rød strek viser
minimumskriterium på 0,5 MPa. Blå strek indikerer maksimal styrke som kan måles med utstyret (endret
fra 2,5 MPa til 2 MPa i november 2013)
Resultatene viser at de stabiliserte massene i all hovedsak har en styrke etter 28 dager som
tilfredsstiller krav i utslippstillatelsen/konsesjon. Mange av prøvene har en trykkstyrke på
>2,5 MPa. Til sammenligning har betong normalt en styrke som overskrider 15 MPa (Nordic
Council of Ministers 2006).
De stabiliserte massene deponeres mens de ennå har en plastisk konsistens, og i løpet av få døgn
har massen herdet nok til at den kan kjøres på. Ved deponering fylles gruvegangene helt opp, og
man forsøker å oppnå mest mulig utfylling av hele hulrommene. En tilbakeføring til gruva med
solidifiserte masser er således en gunstig metode for stabilisering og gjenoppbygging av de nedlagte
gruvegangene med generell økt geomekanisk styrke i massene. (Myrvang, 2014)
Det stabiliserte avfallet har et høyt innhold av salter (bl.a. Cl-, SO42-).
4.4
Permeabilitet
Driftsmetoden i Mofjellet med masser som deponeres i pastøs form og som herdes under
deponering, gir liten permeabilitet. Tidligere testing av permeabilitet viser at materialet kan
karakteriseres som relativt tett. Resultater fra permeabilitetstester fra innbundne masser utført
av Terrateam i perioden 1993-1995 viser store variasjoner og målte permeabiliteter varierer
mellom 9·10-12 m/s og 6·10-6 m/s med et logaritmisk gjennomsnitt på 1·10-9 m/s (89 prøver).
Fram til 2002 forelå et permeabilitetskrav for stabiliserte masser på 10-9 m/s. Kravet har senere
blitt fjernet.
Undersøkelser av innstøpte masser viste at det er ingen tegn til riss, det vil si at massene kryper
i liten grad under størkning. Dermed oppnås god heft mellom ulike deponerte masser, slik at de
kan ses på som en blokk. Dette reduserer vanngjennomtrenging og mobilisering av forurensningskomponenter.
Dato: 2015-05-20
Rev.nr.: 1
Side: 19
4.5
Utlekkingspotensial
4.5.1
Generelt
I avfallsforskriften foreligger det krav om dokumentasjon av utlekkingspotensialet av masser
som skal deponeres ved deponi for farlig avfall. Disse kravene ble innført i det norske regelverket
i 2003. Ved oppstarten av deponiet i 1993, forelå det således ingen formelle krav til type
utlekkingstester som skulle benyttes på deponimassene i Mofjellet. Basert på innledende studier
og en sammenligning mellom Toxicity Characterisation Leaching Procedure (TCLP) test og
monolittisk tank test, ble førstnevnte testprosedyre valgt. Dette på grunn av denne testens
enklere gjennomførbarhet, redusert tidsforbruk og anvendelse for organiske komponenter
(Sundvor 1993). Bedriften har i sin konsesjon utlekkingskriterier for eluatvann fra TCLP-testen.
Grenseverdiene er basert på nederlandske B-verdier for grunnvann.
I forbindelse med utarbeidelse med ny søknad ble det fra myndighetenes side satt krav om å
gjennomføre standardiserte utlekkingstester etter avfallsforskriften. Det har derfor blitt
gjennomført kolonne- og ristetest på 3 ulike prøver av innbindingsmasse. I tillegg er det
gjennomført en monolittisk utlekkingstest over 34 døgn. Resultater fra de ulike utlekkingstestene er gitt i de følgende kapitlene.
4.5.2
TCLP-test
I TCLP-testen simuleres den "mettede" sonen i et deponi hvor avfallet kommer i kontakt med
organiske syrer. TCLP utføres etter 28 dagers herding. Materialet knuses ned til 9,5 mm for å
øke overflaten og kontakten mellom væske og stabilisert avfall. Væske-faststoff forholdet er høyt
(L/S forhold 20) og avfallet ristes i 18 timer med eddiksyre med lav pH. Eluatene filtreres og
analysers på metaller, salter og organiske forurensningskomponenter.
Målinger av pH i eluatet fra TCLP-testen fra perioden 2012 – 2014 viser at nesten samtlige
prøver har pH på mellom 6 og 10 (høyre diagram i Figur 4). Sammenlignet med utgangs pH i
det stabiliserte materialet vil en slik pH endring kunne medføre økt mobilitet for enkelte metaller
(Cd), men også redusert mobilitet for andre (Pb, Zn, Cu) sammenlignet med materialet
opprinnelige pH (venstre diagram i Figur 4).
14
14
12
12
10
10
8
8
pH
pH
Høy variasjon i pH i eluatet fra TCLP-testen skyldes ulik tilsats av sement i prosessen samt
variasjon i avfallets egen bufringskapasitet.
6
6
4
4
2
2
0
apr. 12
okt. 12
mai. 13
nov. 13
jun. 14
0
apr. 12
okt. 12
mai. 13
nov. 13
Figur 4 Venstre figur: pH målt i porevann i nyblandet materiale, før herding. Høyre figur: pH i eluat fra
TCLP-test etter risting (18 timer)
Resultater av metallanalyser fra eluater i TCLP-testen for perioden 2012-2014 er vist i Figur 5
og Figur 6. Verdiene er sammenlignet med utlekkingskriterier satt i bedriftens konsesjon (rød
strek).
jun. 14
Dato: 2015-05-20
Rev.nr.: 1
Side: 20
Figur 5 Konsentrasjoner av metaller i eluat fra TCLP-tester fra perioden 2012-2014. Rød strek indikerer
grenseverdi satt i konsesjonen. Blå strek indikerer deteksjonsgrense
Resultater viser lavt innhold av både Cu, Ni og Pb i eluatet, betydelig lavere enn utlekkingskriteriene. Kvikksølv påvises kun i enkelte prøver (under deteksjonsgrense). For Cd og
Zn er innholdet i hovedsak lavt og godt innenfor gitte kriterier. Enkelte verdier ligger på nivå
med kriteriene.
Lave konsentrasjoner i eluatene registreres også for elementene As og Cr (Figur 6). Disse
foreligger som oksyanioner og vil ha andre utlekkingsegenskaper sammenlignet med de
kationiske metallene, hvor lavere pH vil gi økt tilbakeholdelse av anionene.
Dato: 2015-05-20
Rev.nr.: 1
Side: 21
10
10
1
Cr [mg/l]
As [mg/l]
1
0,1
0,01
0,1
0,01
0,001
0,001
apr. 12
okt. 12
mai. 13
nov. 13
jun. 14
0,0001
apr. 12
okt. 12
mai. 13
nov. 13
Figur 6 Konsentrasjoner av As og Cr i eluat fra TCLP-tester fra perioden 2012-2014. Rød strek indikerer
grenseverdi satt i konsesjonen. Blå strek indikerer deteksjonsgrense
Bruk av eddiksyre i TCLP-testen vil i tillegg til lavere pH, simulere forhøyet innhold av DOC i
utlekkingsvannet. Organiske miljøgifter har høyere affinitet til DOC. Analyser av oljerelaterte
forbindelser (totale hydrokarboner, THC) viser en forhøyet utlekking, men godt innenfor gitte
kriterier (Figur 7). Tidligere analyser av organiske miljøgifter viser lav utlekking. PCB (under
deteksjonsgrensen), PAH påvist i lave konsentrasjoner (<20 µg/l), grenseverdien for PAH ligger
på 1000 µg/l.
Figur 7 Konsentrasjoner av totale hydrokarboner (THC) i eluat fra TCLP- tester fra perioden 2012-2014.
Rød strek indikerer grenseverdi satt i konsesjonen
4.5.3
Utlekkingstesting i henhold til avfallsforskriften - Sammenligning av TCLP- og CENristetest
Som nevnt ovenfor er det utført standardiserte utlekkingstester på tre innbindingsprøver.
Utlekkingstestestene har omfattet ristetest (EN12457/2) og kolonnetest (CEN/RS 14405). I
tillegg ble det gjennomført analyser av totalinnhold av metaller, TOC og enkelte organiske
parametere.
jun. 14
Dato: 2015-05-20
Rev.nr.: 1
Side: 22
Prøve 1 (Februar 2013) og Prøve 2 (April 2013) er prøver fra innbundet avfall fra
prosessanlegget. Prøve 3 (SS Vår 2013) er blandprøve fra innbindingsforsøk i labskala. Alle tre
prøvene stammer fra avfallsfraksjoner blandet med sement og støpt ut i klosser som har herdet
i 28 døgn før klossene blir knust og testet. Totalinnhold i de testede massene er vist i Tabell 8.
For samtlige parametere ligger totalinnholdet i masser etter innbinding lavere enn grensen for
farlig avfall for jord, jf. Veileder fra Miljødirektoratet: Helsebaserte tilstandsklasser for
forurenset grunn, TA 2553/2009. Grenseverdiene for farlig avfall er basert på avfallsforskriftens
kapittel 11 (se vedlegg B i veileder).
Tabell 8 Totalinnhold i prøver fra innbundet masse (prøve 1 – prøve 3) sammenlignet med grenseverdier
for når jord er å anse som farlig avfall (jf. veileder fra Miljødirektoratet, TA 2553/2009)
As
Cd
Cr (total)
Cu
Hg
Ni
Pb
Zn
TOC
BTEX
∑ 7PCB
Mineralolje (C12-C35)
PAH-16
Benzo-a-pyren
Klorid, Cl-
mg/kg
mg/kg
mg/kg
mg/kg
mg/kg
mg/kg
mg/kg
mg/kg
%
mg/kg
mg/kg
mg/kg
mg/kg
mg/kg
mg/kg
Prøve 1
(Feb 2013)
37
39
210
270
18
43
1500
18100
2,5
<0,01
0,018
372
127
2,3
14300
Prøve 2
(April 2013)
38
29
210
660
2,6
77
960
7700
1,7
<0,01
0,033
2336
61
1,8
32800
Prøve 3
(SS vår 2013)
37
32
290
460
20
130
1200
14100
1,6
<0,01
0,021
1424
3,4
0,083
35300
Farlig avfall
1000
1000
25000
25000
1000
2500
2500
25000
1000
50
20000
2500
100
Da TCLP-testen som benyttes ved Miljøteknikk Terrateam ikke er i henhold til testene som er
oppgitt som krav i avfallsforskriften, er det gjort en sammenligning av denne testen med
standard CEN-ristetest. Da testene blant annet er basert på ulike ekstraksjonsmiddel (eddiksyre
vs vann), ulike L/S forhold (L/S20 vs L/S10), ulik ristehastighet (30 runder pr minutt vs 10
runder pr minutt) og ristetid (18 vs. 24 timer), er en direkte sammenligning ikke mulig.
Resultatene fra standard CEN-ristetest og TCLP-testene på samme materiale er gitt i Tabell 9.
TCLP-resultatene er omregnet til mg/kg for sammenligningens skyld. Resultater fra CENristetest er også sammenlignet med utlekkingskriterier i avfallsforskriften, vedlegg II.
Dato: 2015-05-20
Rev.nr.: 1
Side: 23
Tabell 9 Sammenligning av resultater fra CEN-ristetest og TCLP-test gjennomført på samme materiale.
Enheter i mg/kg. Overskridelser av utlekkingskriterier for farlig avfallsdeponi er indikert med rød farge
pH i eluat
DOC
Klorid
Fluorid
Sulfat
As
Ba
Cd
Cr
Cu
Hg
Mo
Ni
Pb
Sb
Se
Zn
mg/kg
mg/kg
mg/kg
mg/kg
mg/kg
mg/kg
mg/kg
mg/kg
mg/kg
mg/kg
mg/kg
mg/kg
mg/kg
mg/kg
mg/kg
mg/kg
Prøve 1
CENristetest
12,1
910
20400
21
1560
< 0,1
2,7
< 0,02
1,3
1,4
< 0,001
3,2
0,13
1,3
< 0,05
< 0,1
2
TCLP
8
19880
0,35
46,1
0,02
9,95
4,69
< 0,1
9,76
0,72
< 0,03
i.a.
i.a.
38,38
Prøve 2
CENristetest
11,3
3383
33600
23
310
< 0,1
12
< 0,02
0,3
1,4
< 0,001
3,3
0,1
0,16
0,2
< 0,1
0,1
TCLP
8,5
35000
0,27
46,3
< 0,01
7,60
5,53
< 0,1
15,8
0,41
< 0,03
i.a.
i.a.
0,45
Prøve 3
CENristetest
11,2
1680
37000
63
300
< 0,1
15
< 0,02
0,2
1,6
< 0,001
1,4
0,05
0,35
0,07
0,1
0,2
TCLP
6,5
39200
0,42
46,5
1,36
4,26
6,86
< 0,1
11,3
2,40
0,03
i.a.
i.a.
38,38
CEN-ristetest viser at utlekkingen i hovedsak ligger innenfor grenseverdiene for inert
avfallsdeponi (As, Ba, Cu, Hg, Ni, Sb, Se, Zn) og ordinært avfall (F, SO42-, Cr, Mo, Pb). Utlekkingen av DOC og klorid overskrider grenseverdiene for farlig avfallsdeponi i to av prøvene
(angitt med rød farge i Tabell 9).
En kartlegging av kilden til det høye kloridinnholdet viser at kloriden stammer fra flyveasker fra
avfallsforbrenning (77000 mg/kg) og filterstøv (Aleris, 78 000 mg/kg). Forurenset slop-vann
kan også inneholde klorider (5000 – 13000 mg/kg). I tillegg fant vi ut at så å si all klorid vaskes
ut.
Sammenligning av resultater fra de to testprosedyrene viser at TCLP-testen gir til dels betydelig
høyere utlekking sammenlignet med den standardiserte ristetesten. Dette skyldes sannsynligvis
en lavere pH og økt mobilitet med DOC. Unntaket er bly hvor CEN-ristetesten viser høyere
utlekking. Dette kan føres tilbake på høy pH i denne testen (11-12), hvor løseligheten til Pb kan
øke.
C0 konsentrasjonene fra kolonnetesten er vist i Tabell 10. Dette representerer det første vannet
som kommer ut av kolonnen, noe som ofte innehar den høyeste konsentrasjonen i utlekkingsforløpet.
Dato: 2015-05-20
Rev.nr.: 1
Side: 24
Tabell 10 Resultater fra standard kolonnetest (C0) på innbundet materiale. Resultatene er sammenlignet
med utlekkingskriterier i avfallsforskriften, vedlegg II. Rød farge indikerer overskridelse av kriteriene for
farlig avfallsdeponi
Prøve 1
pH i eluat
DOC
Klorid
Fluorid
Sulfat
As
Ba
Cd
Cr
Cu
Hg
Mo
Ni
Pb
Sb
Se
Zn
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
12,3
885
23200
1,6
380
<0,01
0,5
<0,02
0,29
0,9
<0,0001
1
0,04
0,03
<0,1
0,04
<0,01
Prøve 2
11,7
3790
37200
0,76
75
<0,01
3
<0,02
0,01
0,68
<0,0001
0,65
0,02
<0,02
<0,1
<0,04
<0,01
Prøve 3
11,4
2020
49300
3,4
72
<0,01
6
<0,02
<0,02
1,1
<0,001
0,27
0,01
0,02
<0,1
0,04
0,03
Inert avfall
160
460
2,5
1000
0,06
4
0,02
0,1
0,6
0,002
0,2
0,12
0,15
0,1
0,04
1,2
Ordinært
avfall
250
8500
40
7000
0,3
20
0,3
2,5
30
0,03
3,5
3
3
0,15
0,2
15
Farlig
avfall
320
15000
120
17000
3
60
1,7
15
60
0,3
10
12
15
1
3
60
Resultatene viser svært liten utlekking av metaller og metalloider i prøvene, lavere eller på nivå
med utlekkingskriteriene for inert avfallsdeponi. I likhet med ristetesten har prøvene en høy
utlekking av DOC og klorid.
4.5.4
Monolittisk test
For å få en mer realistisk test på utlekking fra innbundet materiale, ble det gjort tester på
utstøpte klosser med monolittisk utlekkingstest, en såkalt tank-test (CEN/TC 15863:2012
Characterization of waste - Leaching behavior test for basic characterization under fixed test
conditions). Forsøket ble gjennomført på 7 innbindingsprøver: 2 store klosser (10x10x10 cm,
~600 cm2) og 5 små klosser (5x5x5 cm, 150 cm2). Klossene ble i henhold til prosedyren senket
ned i ionebyttet, destillert vann. Utlekkingsvannet ble byttet etter angitt skjema, med totalt 7
uttak. Eluatene ble analysert for metaller, klorid, fluor, sulfat, DOC, THC, fenolindeks. Testen
ble gjennomført over en periode på 34 døgn. I likhet med TCLP-testen er gjennomføring og
metallanalyser gjennomført ved Miljøteknikk Terrateam.
Resultatene er angitt som akkumulert utlekking over 32 døgn og vist i Figur 8 og Figur 9.
Verdiene er sammenlignet med britiske og nederlandske utlekkingskriteria for monolittisk avfall
som skal deponeres. Kriteriene er basert på samme type utlekkingstest, men med uttak fram til
64 døgn. Prøvene fra Mofjellet har et eksponentielt utlekkingsforløp (sterkt avtagende konsentrasjoner), se vedlegg C. En sammenligning med disse kriteriene ansees derfor som plausibelt.
Dato: 2015-05-20
Rev.nr.: 1
Side: 25
Figur 8 Akkumulert utlekking av Cl- og SO42- (mg/m2) for stabilisert materiale fra Mofjellet. Britiske (GB)
og nederlandske (NL) grenseverdier for utlekking for avfall til deponi for ordinært avfall (N-Haz) og farlig
avfall (Haz)
I likhet med de andre utlekkingstestene viser tanktesten høy utlekkingen av både klorid og sulfat
(Figur 8). Akkumulert utlekking av Cl- overskrider britiske og nederlandske grenseverdier, mens
utlekkingen for SO42- i ligger på nivå med eller lavere enn britiske kriterier. Verdiene ligger
innenfor nederlandske kriterier for sulfat utlekking. Utlekkingsforløpet viser betydelig
avtagende utlekking over tid, noe som indikerer at det skjer en utarming av disse komponentene
i matriksen, se også figurer i vedlegg C.
Resultater fra akkumulert utlekking av Cu, Cr, Pb og Zn er vist i Figur 9. Verdiene er oppgitt i
akkumulert utlekking (mg/m2). For Pb ligger utlekkingen i tanktesten innenfor kravet til
ordinært avfallsdeponi i Storbritannia (monolittisk avfall), mens Cu, Cr og Zn ligger innenfor
kravet til farlig avfallsdeponi. Unntaket er prøve DP24-1 (svarte sirkler i Figur 9), som
overskrider britiske grenseverdier. Samtlige prøver ligger innenfor de nederlandske
grenseverdiene. Konsentrasjoner av As, Cd og Hg i utlekkingsvannet fra tank-testen lå under
deteksjonsgrensen (ikke vist). Dvs. utlekking av disse elementene var minimal.
Den dynamiske utlekkingen oppgitt i mg/m2/døgn er gitt i vedlegg C. Resultatene viser en rask
reduksjon i utlekkingen over tid, med høyeste verdier i den første tiden av testperioden med
sterkt avtagende utlekking. For en rekke av elementene går utlekkingen ned mot null (Cr, Cu,
Ni, Pb, Mo).
Dato: 2015-05-20
Rev.nr.: 1
Side: 26
Figur 9 Akkumulert utlekking av Cu, Cr, Pb og Zn (mg/m2) for stabilisert materiale fra Mofjellet. Britiske
(GB) og nederlandske (NL) grenseverdier for utlekking for avfall til deponi for ordinært avfall (N-Haz) og
farlig avfall (Haz)
4.5.5
Oppsummering- utlekkingstester
Miljøteknikk Terrateam AS har siden starten av deponeringen benyttet TCLP-testen som
standard utlekkingstest for de innbundne massene. I testen knuses materialet og det benyttes
eddiksyre som både reduserer pH og gir forhøyet DOC innhold, og kan derfor karakteriseres som
konservativ med hensyn til utlekking. Resultater fra den regelmessige testingen viser at
utlekkingen i stor grad ligger innenfor grenseverdiene som er satt i dagens konsesjon.
Standardiserte riste- og kolonnetester i henhold til avfallsforskriften, viser en lav utlekking av
metaller, hvor konsentrasjonene ligger innenfor utlekkingskriterier for ordinært og/eller inert
avfallsdeponi. For disse testene knuses også materialet ned, men utlekkingen skjer med ioneyttet
vann, og utlekkingen styres i større grad av avfallets egen pH. Unntaket er utlekkingen av DOC
og klorid som overskrider kriteriene for farlig avfallsdeponi. Klorider er lett løselige, og stammer
i hovedsak fra innbundet flyveaske med høyt kloridinnhold. Organisk karbon mobiliseres ved
høy pH, og stammer fra innbundet avfall inneholdende organisk materiale. En sammenligning
Dato: 2015-05-20
Rev.nr.: 1
Side: 27
av resultater fra TCLP-testen og standardisert ristetest gir betydelig høyere utlekking i førstnevnte test, sannsynligvis på grunn av pH reduksjon (økt utlekking), DOC mobilisering
(eddiksyre) og høyere væske-faststoff forhold (L/S 20).
Monolittiske tester (tank-test) gjennomført på det innbundne materialet gir i hovedsak liten
utlekking av metaller. I likhet med riste- og kolonnetesten observeres høy mobilisering av klorid.
Den monolittiske testen gjennomføres med deionisert vann på støpt materialet (knuses ikke), og
kan derfor karakteriseres som noe mer representativ sammenlignet med de andre testene. Lang
testperiode (normalt 64 døgn) gjør den uegnet som test for jevnlig overvåking av materialets
utlekkingspotensiale. I en rapport fra Nordic Council of Ministers (2006) blir det påpekt at det
er liten forskjell i resultatene mellom monolittisk test og standard ristetest da utlekkingen er
kontrollert av likevektsreaksjoner. Fysisk form/struktur av avfallet har således mindre betydning for utlekkingen. Rapporten konkluderer med at standardiserte utlekkingstester med
nedknusing ned til <4 mm er tilstrekkelig for å oppnå adekvat beskyttelse også for monolittiske
deponi.
For videre testing av det innbundne materialet fra Miljøteknikk Terrateam AS vil det være
fornuftig å inkludere utlekkingstestene i henhold til avfallsforskriften. Dette er tester som er
innarbeidet i all deponivirksomhet i Norge, og gir grunnlag for å kunne sammenligne med
etablerte utlekkingskriterier. Samtidig vil det være fornuftig å videreføre TCLP-testen på grunn
av sammenligning med historiske data.
4.6
Reaksjoner mellom gruvevann og deponert avfall
4.6.1
Generelt
Gruvevannet i Mofjellet har en lav pH som følge av oksidering av sulfider (se kapittel 3.5.1). Surt
gruvevann i kontakt med deponert avfall kan medføre en økt utlekking og mobilisering av
metaller. Utlekking av metaller er svært pH sensitivt, og de fleste kationiske metaller (Cd, Cu,
Ni, Zn, Pb etc.) har lavest løselighet rundt pH 8-10. Omfanget av mobiliseringen vil derfor være
avhengig av det stabiliserte avfallets evne til å motstå en pH-endring (syre-nøytralisasjonskapasitet). For å dokumentere effekten surt gruvevann kan ha på deponert avfall har
Miljøteknikk Terrateam AS gjennomført titreringstester for å bestemme gruvevannets syrepotensiale og avfallets syre-nøytralisasjonskapasitet.
Opptak av karbondioksid (CO2) fra luft (karbonatisering) kan også medføre en reduksjon i pH.
Dette er en kjent reaksjon fra aske, hvor dette til dels benyttes til stabilisering og utfelling av
karbonater.
4.6.2
Syrepotensiale av gruvevann
Det er gjennomført titreringstester på vannprøver fra fem ulike lokaliteter tilknyttet gruva, se
Tabell 11.
Dato: 2015-05-20
Rev.nr.: 1
Side: 28
Tabell 11 Oversikt over vannprøver tatt av gruvevann og grunnvannsbrønner for bestemmelse av
syrepotensialet
Bunn gruve
Pumpevann
Overgruve (tak)
Brønn 1
Brønn 2
Beskrivelse
Vannprøve fra nivå 3 i gruva (bunn). Representerer vanntype som kan komme i
kontakt med avfallet
Vannprøve fra nivå 2 i gruva. Blanding av pumpet vann fra Nivå 2 og 3. Utgjør
deler av vannet som pumpes ut av gruva og slippes ut direkte.
Vannprøve fra tak i nivå 1. Nedbørsvann, noe påvirket av berggrunnen.
Grunnvann fra overvåkingsbrønn.
Grunnvann fra overvåkingsbrønn.
Prøvene ble titrert med 0,1 M NaOH til ca pH 11-12. For noen av prøvene ble det utfelling av
«geleaktig» stoff, muligens metallhydroksider. Resultater fra titreringen er vist i Figur 10.
Figur 10 Titreringskurver for gruvevann og grunnvann (Brønn 1 og Brønn 2) i Mofjellet
Titreringen viser at vannet fra gruva/grunnvannet har en lavt aciditet når det gjelder tilsats av
base. Mengden NaOH som skal til for å øke pH opp til pH 11 ligger på mellom 0,001 - 0,006 mol/l
vann.
4.6.3
Syrenøytralisasjonspotensiale for stabilisert avfall
Avfallet ved Mofjellet stabiliseres med sement, og vil inneholde høye konsentrasjoner av Ca
hydroksider og karbonater. Dette er mineraler som bufrer godt ved tilsats av syre (H+). I tillegg
inneholder avfallsmassen alkaliske avfallsasker, som også vil ha et høyt syre nøytralisasjonspotensiale. (Nordic Council of Ministers, 2009).
Nøytralisasjonstester på 5 prøver av stabilisert materiale ble gjennomført av Miljøteknikk
Terrateam i august 2014 (Figur 11). Titreringen ble gjort med 1 M HCl, og prøven tilsettes syre
til pH 7,4 er oppnådd.
Dato: 2015-05-20
Rev.nr.: 1
Side: 29
Figur 11 Titreringskurver for stabilisert avfall fra Miljøteknikk Terrateam, august 2014
Bufferkapasiteten for innbindingsmaterialet har en variasjon på mellom 0,96 og 2,6 mol H+ per
kg prøve (til pH 7,3). Dette kan karakteriseres som høyt, og indikerer at massene kan tilføres
større mengder syre uten av pH endres nevneverdig.
Vannkvaliteten i gruvevannet etter at gruva er vannfylt er ikke kjent. Men tar man utgangspunkt
i en tenkt pH på gruvevannet på ca. 2,2 ([H+] = 0,006 mol/l), vil det kreves ca. 250 l vann for å
redusere pH i stabiliserte masser med syrenøytralisasjonskapasitet på ca 1,5 mol H+/kg. For
1 m3 stabilisert masse med egenvekt 2,1 tilsvarer dette 525 m3 gruvevann.
4.7
Mottak av avfall med økt TOC innhold
Kravet til innhold av organisk karbon (TOC) i ferdig innbundet masse/avfall i dagens tillatelse
ligger på 5%. Bedriften analyserer jevnlig på TOC og total karbon (TC) i det stabiliserte avfallet,
se Figur 12.
Figur 12 Innhold av total karbon, TC (venstre) og totalt organisk karbon (høyre) i innbundet avfall for
perioden 2012- 2014
Dato: 2015-05-20
Rev.nr.: 1
Side: 30
Resultatene viser at verdiene for TOC ligger godt innenfor grenseverdien på 5%. Verdien for TC
ligger betydelig høyere som følge av høyt innhold av uorganisk karbon (karbonat, CO32-) i
avfallet.
Utlekkingstester på avfallet viser at det skjer en utlekking av løst organisk materiale (se kapittel
4.5.3). Høy utlekking fra de stabiliserte massene skyldes høy pH i massene (pH 11-12). For både
organiske miljøgifter og metaller øker mobiliteten med økt DOC innhold. Utlekking av DOC i
både standardisert riste- og kolonnetest har en betydelig overskridelse av utlekkingskriterier for
farlig avfallsdeponi. For å dokumentere innholdet av organiske komponenter i utlekkingsvannet
ble det gjennomført en GC-MS-screening på eluatet fra ristetesten. Det ble påvist THC på ca. 2,5
mg/l og små mengder PAH-forbindelser (~5µg/l). I TCLP-testen, hvor avfallsmassen ristes med
en organisk syre (gir høyt innhold av DOC), viser også en forhøyet utlekking av THC (se kap.
4.5.2). Det har ikke blitt påvist PCB i TCLP eluatet for perioden 2006-2008.
Miljøteknikk Terrateam AS ønsker å motta og behandle uorganiske forurensede masser og
uorganisk produksjonsavfall/farlig avfall der konsentrasjonen av organiske forbindelser ikke
overskrider 6%. Som beskrevet ovenfor vil økt andel TOC-holdig materiale kunne redusere
stabiliseringseffekten og gi øket mobilitet av metaller/organiske miljøgifter. Dagens mottaksnivå
mht TOC vurderes som tilfredsstillende i forhold til mobilisering av miljøgifter. En økning i TOCnivå ut over det som mottas i dag vil kreve en ytterlige utredning. Innbinding av avfallstyper med
høyt innhold av tungt nedbrytbart organisk karbon som kull, biokull, grafitt etc. vil imidlertid
være positivt
Enkelte avfallstyper som har lavt innhold av TOC, men høyt innhold av organisk miljøgifter som
eksempelvis PCB (> 50 mg/kg, farlig avfall), vil sannsynligvis ikke ha negativ effekt på det
innbundne produktet. Eksempel på dette er PCB-holdig puss og maling på betong. Dette er svært
lite vannløselige organiske miljøgifter som bindes godt til partikler.
5
Hydrogeologisk vurdering og transportkarakterisering
5.1
Observasjoner og målinger – Inngangsparametere
5.1.1
I gruva
I tidligere rapporter har Mofjellet Berghaller vært karakterisert som "tørr" (Noteby, 1993) eller
"meget tørr" (Myrvang, 2014; se vedlegg B). Bergmassen rapporteres som tett og lite oppsprukket. Bergmassen rundt daggruva er en lys, granatførende glimmergneis hvor horisontale
spenninger er ganske høye som betyr at selv om noen sprekker observeres, er de også antagelig
sammenvokst. Dette gir en bergmasse med en sannsynlig lav hydraulisk konduktivitet, vurdert
til å være omtrent 10-8 m/s (Noteby, 1993).
En omfattende beskrivelse av lekkasjepunkter finnes i rapporten fra Noteby (1993). Kort
oppsummert viser rapporten at innlekkasje skjer for det meste gjennom diamantborhuller i
hengen hvor det drypper vann. Total infiltrasjon er vurdert å være omtrent 250 m3/d. Det er
også målt større mengder (ca. 450m3/d), men det forklares ved stor nedbør de foregående
dagene. Det indikerer imidlertid en betydelig kobling mellom overflate (og overflatevann) og
gruva.
I løpet av NGI sin feltbefaring ble det ikke observert tilsvarende innlekkasjehull. Det ble
imidlertid notert at gruva var ganske tørr, men at det også var mye stående vann i grunnen og at
det dryppet fra taket i noen områder nær inngangen. Observasjonene viser at selv om
vanninntrenging i gruva er mye mindre enn ved andre gruver, er det uansett en del vann som
infiltrer og som potensielt kan være i kontakt med avfallsmassene etter at gruva er ferdig fylt
Dato: 2015-05-20
Rev.nr.: 1
Side: 31
med innbindingsmassene og pumpene stoppes. Foreliggende vurdering prøver derfor å
dokumentere vannstrømning gjennom gruva under og etter driften, og å kvantifisere vannmengde som kan komme i kontakt med deponerte masser på sikt.
5.1.2
I fjellet
I følge Noteby (1993) antas vannspeilet å være ca. 5-10 m under terrengoverflaten i området. Det
finnes imidlertid ingen spesielle begrunnelser for denne antagelsen i rapporten. Vurdering synes
uansett å være realistisk. Kartet over området viser mange små bekker som har opprinnelse i
midten av skråningen som ble også observert ved befaring. Selv om det regnet under befaringen
kan det indikere både en stor avrenning og en lav infiltrasjon, men også et høyt grunnvannsnivå.
I tillegg finnes det mange tjern som fungerer som vannreservoarer rundt toppen av Mofjellet.
Geologiske kart over Mofjellet (NGU) viser en komplisert geologisk struktur rundt gruva. Det er
antatt at bergmassen i resten av fjellet ikke er betydelig mer oppsprukket enn i gruva.
Basert på disse observasjonene er det i videre vurderinger forutsatt:
•
ekvivalent hydraulisk konduktivitet av bergmasse er konstant og uniform i hele
området;
•
vannspeilet er konstant over året og ligger omtrent 10 m under terrengoverflaten.
5.1.3
Ved innbindingsanlegget
To brønner (Brønn 1 og Brønn 2) ble installert ved innbindingsanlegget i 1993. Lokalisering av
brønnene er vist på kart i vedlegg A. Begge to er installert i løsmasser/fyllmasser, relativt langt
over fjell. Grunnvannsnivået viser en variasjon på +/- 1 m over året men ingen tydelig kobling
mot årstidsklima. Brønnene synes å reagere ganske fort på nedbør og gir ingen informasjon om
vannstrømning i eller fra bergmasse. Disse dataene er derfor brukt som indikasjon i forhold til
grensebetingelser i de videre modellberegningene.
5.2
Vurderingsmetode
Pga. mangel av presise data om sprekker og borehull som drypper (sprekkåpninger, lengder,
antall, men også diameter på borehuller, lengde, orientering m.m.) ble bergmassen simulert som
et homogent miljø, dvs. vannstrømningen simuleres ikke i hver sprekk men bergmassen antas å
være et kontinuerlig miljø hvor de vanlige hydrogeologiske lovene gjelder. Simuleringer ble
utført med hjelp av Seep/W (GeoStudio Int., 2014).
Tre profiler ble simulert, der hvert profil krysser gruveaksen ortogonalt (Figur 13). Profil AA gir
en bilde av vestgruva hvor det finnes tre ulike nivåer, som er mer eller mindre koblet til
hverandre. Profil BB er representativt for midtre del av gruva, hvor det er to nivåer (nivå 2 og
nivå 3). Profil CC gjengir den dypeste delen av Østgruva, hvor nivået 3 når 100 m dybde og hvor
store områder er vannfylt.
Modellene er konseptuelle og simulerer ikke nøyaktig de hydrogeologiske forholdene i gruva.
Geometrien og inngangsparameterne er imidlertid representative så resultatene gir et godt bilde
på de hydrogeologiske prosessene.
Noen spesifikke simuleringer ble også utført for å ytterligere analysere det som skjer rundt
diamantborhullene som er rapportert.
Dato: 2015-05-20
Rev.nr.: 1
Side: 32
Figur 13 Simulerte profiler og lokalisering i gruva
5.3
Nåværende situasjon og kalibrering av modeller
Nåværende situasjon er at vannet som infiltrerer i gruva er pumpet ut. Total mengde av infiltrert
vann er ikke nøyaktig målt men er antatt å være mellom 250 m3/d og 450 m3/d, avhengig av
nedbør (Noteby, 1993).
Numeriske simuleringer av nåværende situasjon viser ekvipotensiallinjer (vanntrykk) og
strømningslinjer (vannstrømning) som er veldig lik vurderingen utført i Notebys rapport.
Vanninntrenging er direkte proporsjonal med ekvivalent hydraulisk konduktivitet hos
bergmassen. For å vurdere total vanninntrenging i gruva er vurdering av vanninntrenging i hver
profil summert over hele lengden av gruva. Profil AA er omtrent representativ for en ca. 900 mlang seksjon av gruva, profil BB ca. 1900 m og profil CC ca. 600 m.
Basert på disse resultatene er en delvis kalibrering av modellene utført (Figur 14). Den ekvivalent
hydrauliske konduktiviteten av bergmassen ble derfor antatt å være mellom 1,5·10-9 m/s og
2,8·10-9 m/s. En gjennomsnittverdi på 2·10-9 m/s er brukt i modellene. Verdien er relativt lav og
representativ for en tett bergmasse.
Dato: 2015-05-20
Rev.nr.: 1
Side: 33
Figur 14 Simulert vanninntrenging i gruva avhengig av ekvivalent hydraulisk konduktivitet hos
bergmassen. Vanninntrenging er beregnet basert på tre representative profiler
5.4
Etter utfylling av gruva
Etter avslutning vil gruva bli vannfylt, minst opp til kote +25 m og også muligens litt høyere om
gruva blir stengt (basert på antakelsen om at grunnvannsspeilet ligger 10 m under overflaten).
Akkurat hvor lang tid det vil ta for gruva å fylles er ikke mulig å vurdere. Det vil være avhengig
av egenskapene til bergmassen og de deponerte massene, deres porøsitet, hydrauliske
konduktivitet, kornstørrelse m.m. Åpninger i gruva (tuneller, ventilasjonssjakter etc.) som går
opp i dagen skal tettes slik at det ikke foreligger noen kobling mellom gruve og terreng. En
tilstrekkelig tetting av åpningene er viktig da disse kan fungere som drensveger for grunnvann
etter at gruva fylles med vann. Ved tetting av gruverommene vil disse foreligge som lukkede
bergrom med liten effekt på vannstrømingen i fjell, uavhengig av egenskapen til de deponerte
massene.
Avhengig av permeabiliteten til de deponerte massene blir vannstrømningen ganske ulik i et
langtidsperspektiv. Resultater fra permeabilitetstester fra innbundne masser utført av
Terrateam i perioden 1993-1995 viser store variasjoner og målte permeabiliteter varierer mellom
9·10-12 m/s og 6·10-6 m/s med et logaritmisk gjennomsnitt på 1·10-9 m/s (89 prøver).
Dersom den hydrauliske konduktiviteten hos deponerte masser er tettere en bergmassen, vil
vannet strømme først og fremst gjennom bergmassen og unngå deponerte masser. Desto tettere
de deponerte massene er jo mindre blir strømningen gjennom det stabilisert avfallet. Omvendt,
om deponerte masser er mer permeable, vil gruveområdet fungere som en slags kortslutning for
vannet som vil samle seg i avfallet før det ledes til bergmassen rundt (Figur 15). I dette tilfellet
kan vannet fanges opp rundt gruven over et større området og mer vann kommer i kontakt med
deponerte masser. Tilfellene a) og b) i Figur 15 gjelder de meste ekstreme forholdene som kan
forventes, men i praksis blir vannstrømningen sannsynligvis noe midt imellom.
Dato: 2015-05-20
Rev.nr.: 1
Side: 34
Figur 15 Strømlinjer i profil AA etter utfylling om hydraulisk konduktivitet av deponerte masser er (a)
10-11 m/s eller (b) 10-7 m/s. Rød sone viser vannstrømning som blir i kontakt med deponerte masser
Basert på numeriske simuleringer med vurdering av hydraulisk konduktiviteter på bergmasse
(ksat = 2·10-9 m/s) og av deponerte masser (ksat = 1·10-9 m/s) blir vannstrømning gjennom
deponerte masser etter utfylling av gruva omtrent 6 m3/d.
For å ta i betraktning usikkerheter rundt hydrauliske konduktiviteter er det utført en sensitivitet
analyse (Figur 16). Resultatene viser en stor økning i vannstrømning når hydraulisk
konduktivitet av både bergmasse og deponerte masser er høyere enn 10-8 m/s. Vannstrømning
gjennom deponerte masser blir sannsynligvis <20 m3/d og antageligvis også <10 m3/d.
Figur 16 Simulert vannstrømning (i m3/d) som kommer i kontakt med deponerte masser i hele gruva som
funksjon av hydraulisk konduktivitet for deponerte masser og bergmasse
5.5
Sprekksystemer og lokale innlekkasjer
Forrige simulering er en simplifisering og en konseptualisering av in situ forhold. I virkeligheten
er vannstrømning konsentrert langs sprekker og borehull, som er vanskelig å simulere uten et
nøyaktig kart over hver sprekk. For å illustrere konseptet av en sånn strømning ble en
vannførende sprekk inkludert i modellen i profil AA (Figur 17).
Dato: 2015-05-20
Rev.nr.: 1
Side: 35
Figur 17 Strømlinjer i profil AA med en sprekk som krysser alle gruveganger, og etter oppfylling om
hydraulisk konduktivitet av deponerte masser er (a) 10-11 m/s eller (b) 10-7 m/s. Rød sone viser
vannstrømning som blir i kontakt med deponerte masser
Resultatene viser ingen betydelig forskjell mellom modellene med og uten sprekk. Det betyr
derfor at:
5.6
•
modellene med hypotesen om at bergmassen er kontinuerlig er representative og
realistiske;
•
oppfylling av gruva med deponimasser vil redusere betydelig vanninntrenging i gruva,
uavhengig av størrelser av diamantborehull eller sprekker.
Varierende grunnvannstand
Basert på tidligere rapporter (Noteby, 1993) ble det antatt i de forrige modellene at grunnvannsspeilet var konstant og ligger ca. 10 m under overflaten. Det er også en mulighet for at
gruva fører til en senkning av grunnvannsnivået. I de neste modellene er bare vanntrykk
(grunnvannsnivå) på venstre og høyre side bestemt, overflaten er uten grensebetingelser.
I dette tilfellet er grunnvannsspeilet betydelig senket, nesten til koten av gruva og vann kommer
fra begge sider av gruva. Infiltrasjon er betydelig redusert. For å simulere en vanninntrenging
mellom 250 og 450 m3/d i hele gruva må ekvivalent hydraulisk konduktivitet av bergmasse
kalibres til mellom 2·10-9 m/s og 4·10-9 m/s. Med en ekvivalent hydraulisk konduktivitet på
2,8·10-9 m/s er simulert vannstrømning i gruva den samme som i de forrige modellene.
Modellene uten bestemt grunnvannstand ble også utført for å simulere hydrauliske forhold etter
gruva er utfylt (Figur 18). Mengden av vann som kommer i kontakt med deponerte masser følger
den samme trenden som i de forrige modellene, men blir større når de deponerte massenes
hydrauliske konduktivitet er høyere enn bergmassens. Tilsvarende blir vannstrømning i kontakt
med deponerte masser mindre om deres hydrauliske konduktivitet er mindre enn bergmassens.
For de mest sannsynlige verdiene for hydraulisk konduktivitet (dvs. mellom 2·10-9 og 4·10-6 m/s)
er det ingen betydelig forskjell mellom de to modellene.
Hovedkonklusjonen fra disse modellene er at resultatene er omtrent uavhengig av valget av
modellen og tilnærmingen. Resultatene beskrevet tidligere er derfor sett som gyldige.
Dato: 2015-05-20
Rev.nr.: 1
Side: 36
Figur 18 Simulert vannstrømning (i m3/d) som kommer i kontakt med deponerte masser i hele gruva som
funksjon av hydrauliske konduktivitet av massene og av valg av modell (med eller uten bestemt
grunnvannsnivå)
5.7
Utslippsmengder fra deponiet på lang sikt
For å vurdere potensiell utlekking fra innbundne masser på lang sikt (etter vannfylt tilstand), er
det beregnet en fluks ut fra massene i kg/år. Beregningene er basert på en vannmengde på 6
m3/døgn. Konsentrasjoner i siste uttak (etter 32) døgn i monolittisk test (prøver som viste høyest
utlekking: DP24-1, 40/13 og 49/13) og kolonnetest (første uttak, som normalt har høyeste
konsentrasjon i utlekkingsforløpet) er brukt som beregningsgrunnlag. Dette er en konservativ
antagelse. Resultatet av beregningene er vist i Tabell 12.
Tabell 12 Beregnet fluks fra gruva på lang sikt (etter vannfylt tilstand) basert på konsentrasjoner målt i
monolittisk test (eluat etter 32 døgn) og kolonnetest for prøve DP24-1 for metaller og prøve 40/13 og
49/13 (organiske forbindelser, høyeste konsentrasjon målt i en av prøvene).
Cd
Cu
Cr
Hg
Ni
Pb
Zn
<C10-C12
>C12-C16
>C15-C35
Sum PAH 16
Sum PCB 7
Basert på monolittisk test
(prøve DP24-1)
mg/l
Flux (kg/år)
<0,0014*
0,136
0,30
0,035
0,08
<0,005
0,05
0,11
0,009
0,02
0,03
0,07
0,27
0,59
0,74
1,62
0,72
1,58
0,0029
0,01
<0,0004
-
Basert på kolonnetest
(C0)
mg/l
Flux (kg/år)
<0,02*
0,9
1,97
0,15
0,33
<0,0001
0,023
0,05
0,025
0,05
0,03
0,07
**
**
**
**
**
-
*Deteksjonsgrense for målemetoden.
**Det analyseres ikke for organiske forbindelser i kolonnetesten
Dato: 2015-05-20
Rev.nr.: 1
Side: 37
I perioden 2001-2014 er det gjennomsnittlig pumpet ut en vannmengde til Mobekken på ca.
250 m3/døgn. Basert på våre simuleringer blir utlekket vannmengde etter at deponiet er vannfylt
redusert med ca 40 ganger.
Oppfylling av gruva med innbundet avfall som har en alkalisk utlekking (høy pH) vurderes å ha
en positiv effekt på utlekking av surt gruvevann på lang sikt. Dette kan illustreres ved
stabilitetsdiagrammene for Cd og Zn vist i Figur 19. Diagrammene viser at en pH-økning vil gi
redusert løselighet av metaller (foreligger i fast form, gul farge i diagrammene).
Figur 19 Stabilitetsdiagram for hhv Cd (venstre) og Zn (høyre) vs. pH. Gul farge viser hvor metallene
foreligger i fast form og blå farge viser når metallene foreligger i løst form
Spesielt vil dette kunne ha en positiv effekt på utlekking av Zn, som ihht vurderingene i kap.
6.3.2 viser at pumpevannet har høye konsentrasjoner og mengder av Zn i dag fra gruvevann.
6
6.1
Vurdering i forhold til naturmangfoldloven
Gruverommet er underjordisk, men selve behandlingsanlegget ligger utenfor gruveåpningen.
Det er ikke registrert arter, verneområder, kulturlandskap eller friluftsområder som er i konflikt
med området hvor behandlingsanlegget er lokalisert (kilde: naturbase.no).
6.2
Vurdering i forhold til Vannforskriften
6.2.1
Vannrammedirektivet
Hovedmålet med Rammedirektivet for vann er å sikre god miljøtilstand (tilnærmet
naturtilstand) i vassdrag, grunnvann og kystvann.
Det skal være en helhetlig forvaltning av vann, og forvaltningen skal være samordnet over
sektorgrenser. Miljømålene skal være konkrete og målbare. Vanndirektivet ble gjort gjeldene
for EU-landene fra 22. desember 2000, og for EØS-området i 2008 (www.vannportalen.no).
Rammedirektivet for vann er en overbygning over underliggende direktiver som har betydning
Dato: 2015-05-20
Rev.nr.: 1
Side: 38
for vannforvaltningen, for eksempel avløpsdirektivet, grunnvannsdirektivet, drikkevannsdirektivet, badevannsdirektivet, prioriterte stoffer etc.
Alt overflatevann skal i utgangspunktet ha både god kjemisk og god økologisk status, mens
grunnvann skal nå god kjemisk status. Rammedirektivet for vann medfører etter vårt skjønn
særlig streng forvaltning av grunnvannsressurser.
Et vesentlig formål med vannrammedirektivet er å hindre forringelse av vannkvalitet samt å
beskytte og forbedre tilstanden til vannøkosystemer og jordøkosystemer og våtmarksområder
som er direkte avhengig av vannøkosystemer. Direktivet gir anledning til å fastlegge mindre
ambisiøse mål for vannkvalitet enn såkalt "god tilstand" der dette målet er teknisk vanskelig å
oppfylle eller at det krever svært store kostnader. For vannforekomster som ut fra nærmere
angitte kriterier er pekt ut som sterkt modifisert, gjelder egne, tilpassede miljømål. Dette er
vannforekomster som har så store naturinngrep (for eksempel vannkraft) at god status ikke kan
nås.
Dagens gjeldende grunnvannsdirektiv skal oppheves med virkning 13 år etter ikrafttredelsen av
Rammedirektivet for vann. Grunnvannsdirektivet beskriver kriterier og metoder for vurdering
av grunnvannets tilstand, bestemmelse av terskelverdier og tiltak for begrensning av
forurensningstransport til grunnvann. Et sentralt tema er overvåking av grunnvannskvalitet for
å identifisere ”stigende trender i konsentrasjonen av forurensende stoffer”.
Vannrammedirektivet vil være sentralt i forbindelse med utslipp fra underjordisk deponi.
6.2.2
Informasjon om vannforekomsten Ranfjorden
Ranfjorden er hovedresipient for alt vann som kommer fra Mofjellet Berghaller.
Ranfjorden er en terskelfjord som strekker seg sørvest fra Mo og ut til Sandnessjøen. Ranfjorden
har to hovedterskler. Den ene ligger ved Langnesodden på 280 m dyp, og en nord for
Sandnessjøen på ca 100 m dyp. Det innerste bassenget, Nordrana, har et største dyp på 540 m,
mens det ytre bassenget (Sørrana) har et dyp ned til 430 m.
Hovedtilførselen av ferskvann til fjorden kommer fra Ranavassdraget i indre Ranfjorden som
hel dominerer ferskvannstilførselen til fjordens indre del.
Utførte hydrografiske undersøkelser og strømmålinger viser at ferskvannstilførselen skaper en
markert vertikal sjiktning i vannsøylen og fører overflatevann ut av fjorden. Dette skaper en
motstrøm i underliggende vannlag innover i fjorden. Vannutskiftingen og vertikal omblanding
følger sesongutviklingen i terskelfjorder.
I indre deler av Ranfjorden er mesteparten av strandlinjen langs Mo sentrum, fra Mjølan i nord
til RIT-terminalen i sør, utfylt. Avrenning fra Mofjellet Berghaller drenerer ut i fjorden via
Mobekken.
Innholdet av tungmetaller og tjærestoffer i sjøbunnen er relativt høyt, og indre deler av
Ranfjorden er belagt med kostholdsråd (FM Nordland, 2009). Et sammendrag av miljøstatusen
for indre del av Ranfjorden, hentet fra databasen Vann-Nett, er gitt i Figur 20. Sammendraget
gjelder området avgrenset med rødt og viser at økologisk tilstand er dårlig og kjemisk tilstand er
vurdert til å ikke oppnå god tilstand innen år 2021.
Dato: 2015-05-20
Rev.nr.: 1
Side: 39
Figur 20 Sammendrag av miljøstatus for indre del av Ranfjorden (www.vann-nett.no)
Det har i tillegg vært en rekke andre kilder til forurensning i Ranfjorden, blant annet:
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
6.2.3
Bedrifter i Mo Industripark (via Mobekken, Tverråga og hovedavløp)
Norsk koksverk
Norsk jernverk
Rana Gruber
Bulkterminalen
Toraneskaia
Kommunalt avløp
Eka Chemicals
BNN
Åga
Beskrivelse av resipient Mobekken
Mobekken er resipient for pumpevannet fra Mofjellet Berghaller. Mobekken som opprinnelig
gikk i Svortdalen, er lagt om langs foten av Mofjellet og overført til Mølndalen lenger vest.
Bekken kommer fra Mofjellet og går i dag langs fjellsiden i ytterkant av industriparken de først
650 meterne. Bunnen av bekken er her tettet med membran for å unngå infiltrasjon til grunnen.
Bekken renner videre i åpent, utettet løp ned til gruveåpningen fra Mofjellet Berghaller. Avløp
fra gruvae pumpes ut i Mobekken. Mobekken renner videre i kulvert med utløp i Svortdalen vest
for E6 og ut i Ranfjorden.
Bekken samler opp avrenning fra de fleste deponier i Mo industripark via grunnvannet, i tillegg
til pumpevann fra Mofjell gruver. Vannføringen i bekken varierer fra tilnærmet tørr til
normalvariasjon mellom 300 og 500 m3/time. Det er også målt ekstremverdier opp til
3 600 m3/time. Bekken kjennetegnes av svært kort reaksjonstid i forhold til nedbørssituasjonen.
Dato: 2015-05-20
Rev.nr.: 1
Side: 40
6.3
Overvåking av vannkvalitet
6.3.1
Overvåking av Mobekken
Mo Industripark utfører i dag overvåking av Mobekken. Overvåkingsprogrammet er pr i dag
under revisjon for å møte krav i Vannforskriften og for også å inkludere økologisk status. I
programmet inngår blant annet punkt MB8 og MB7 hhv før og etter påslipp av vann fra Mofjellet
Berghaller, samt punkt MB1 som viser samlet påvirkning fra Mo Industripark og Mofjellet
Berghaller før Mobekken renner videre mot Ranfjorden. Mobekken (MB1) kjennetegnes av høy
pH og et markert forhøyet innhold av PAH, tungmetaller og salter av kalsium, kalium og natrium
(FM Nordland, 2007).
Overvåkingspunktene er vist på Figur 21.
MB1
Utslipp fra Mofjellet
Berghaller (pumpevann)
MB7
MB8
Figur 21 Overvåkingspunkter i Mobekken
I Tabell 13 er gjennomsnittskonsentrasjoner for 2013 vist for henholdsvis MB8, pumpevann fra
Mofjellet Berghaller, MB7 og MB1 (Molab, 2014).
Dato: 2015-05-20
Rev.nr.: 1
Side: 41
Tabell 13 Resultater fra overvåking av MB8, Pumpevann fra Mofjellet Berghaller, MB7 og MB1 i 2013
(gjennomsnittskonsentrasjoner) (Molab, 2014)
Parametre (mg/l)
MB8
Pumpevann
MB7
MB1
pH
7,90
6,71
9,00
10,30
Ledn.evne (mS/cm)
0,20
5,52
0,30
3,90
Sum PAH
0,00016
0,02437
0,0003
0,0012
Arsen
0,00009
0,00576
0,0002
0,004
Bly
0,0014
0,3743
0,0090
0,037
Kadmium
0,0001
0,07214
0,0002
0,003
Kobber
0,0020
0,4235
0,0030
0,016
Krom
0,0008
0,006645
0,0010
0,022
Nikkel
0,0004
0,02173
0,0004
0,0020
Sink
0,0190
32,7
0,1000
1,35
Kvikksølv
0,0050
0,0000153
0,0050
<0,006
Resultatene fra overvåkingen i 2013 viser at vannet oppstrøms (MB8) utslippet fra gruva er
moderat belastet av metaller, sannsynligvis fra oppstrømsliggende deponier som drenerer til
bekken. Etter påslipp av pumpevann fra gruva øker konsentrasjonen i Mobekken (punkt MB7)
for en rekke av parameterne. Spesielt den høye konsentrasjonen av sink fra pumpevannet bidrar
til en betydelig forringelse av vannkvaliteten i bekken. Dette er forurensning som stammer fra
gruvedriften, og ikke deponiet (se kapittel nedenfor). Lengre ned i Mobekken forverres
vannkvaliteten ytterligere. Dette skyldes flere kilder innenfor industripark området.
6.3.2
Overvåking av gruvevann (pumpevann)
Miljøteknikk Terrateam AS har siden oppstarten i 1993 overvåket vannkvaliteten i gruvevann
fra Mofjellet (pumpevann). Vannet prøvetas kvartalsvis. Dette er vann som har vært i kontakt
med gruva og vannet pumpes direkte ut i Mobekken. Resultatene kan gi en indikasjon om
endringer som følge av påvirkning fra deponerte avfallsmasser.
Resultater for analyser av vannmengder og pH er vist i Figur 22 og analyser av Cd, Cu, Pb og Zn
for perioden 2001-2014 er vist i Figur 23. (Data for perioden 1993-1999 er ikke vist).
Dato: 2015-05-20
Rev.nr.: 1
Side: 42
Figur 22 Resultater fra overvåkingen av gruvevann (Pumpevann) fra Mofjellet Berghaller. Vannmengder
(m3/døgn) og pH
Målinger av vannmengder ut av gruva viser store variasjoner. Enkelte høye pH verdier (pH>8)
indikerer påvirkning fra deponert avfall. Dette er imidlertid i perioder med liten vannføring.
Figur 23 Resultater fra overvåkingen av gruvevann (Pumpevann) fra Mofjellet Berghaller
Konsentrasjonene av både Cd, Cu, Pb og Zn har ligget på samme nivå som før oppstart av
deponeringen (se også kapittel 3.5.2).
En oversikt over mengde tungmetall pr år i 1993 og perioden 2010-2014 er vist i Figur 24.
Dato: 2015-05-20
Rev.nr.: 1
Side: 43
10000,0
1000,0
kg/år
100,0
10,0
1,0
0,1
Pb
Cd
Cu
Cr
Ni
Zn
PAH
Tungmetaller
1993
2010
2011
2012
2013
Figur 24 Utslipp av tungmetaller fra gruva (pumpevann) i kg/år i 1993 og perioden 2010-1014
Resultatene viser at mengden utslipp av tungmetaller er på samme nivå i dag som i 1993. PAH
er påvist i pumpevannet i 2008, 2010-2014 i lave konsentrasjoner. Det kan trolig ikke utelukkes
at små mengder PAH i gruvevannet skyldes lokal påvirkning fra innbindingsmasse, men utslipp
fra andre kilder som eksempelvis dieseldrevne kjøretøyer i gruva kan også være en kilde.
For å få en mer detaljert oversikt over eventuell påvirkning av gruvevannet fra deponerte avfallsmasser ble det i juni 2014 tatt prøver fra ulike deler av gruva (Bunn, vann fra tak i overgruve og
Pumpevann). Resultatene er vist i Tabell 14.
Tabell 14 Resultater fra overvåking av vannkvalitet i gruva, juni 2014
Lokalitet
pH
Bunn, gruve
Overgruve (tak)
Pumpevann
6,4
5,2
6,2
Kond
µS/cm
1250
220
4300
O2
%
75
27
Cd
mg/l
0,044
0,005
0,222
Cu
mg/l
0,001
0,186
0,082
Pb
mg/l
0,011
0,289
0,005
Zn
mg/l
53,5
1,19
77,7
Clmg/l
33
12
8000
SO42mg/l
554
18
8200
Resultatene viser samme tendens som tidligere prøver/overvåking at vannet i gruve er moderat
til sterkt påvirket av sulfidoksideringen og mobiliseringen av metaller. Kloridkonsentrasjonen
analysert i prøven "Pumpevann" er imidlertid svært forhøyet og indikerer påvirkning av
deponert avfall. Det er påvist høy kloridutlekking fra avfallet som følge av innbinding av
flyveaske (se kapittel 4.5.3). Det samme gjelder innholdet av sulfat, hvor geokjemisk modellering
av pumpevannet indikerer at vannet er i likevekt med CaSO4 (gips). Det bør derfor kartlegges i
hvor stor grad deponerte avfallsmasser står i kontakt med vann som pumpes ut av gruva, og
vurdere behovet for eventuelle tiltak.
Det er generelt ikke funnet toksisitetsdata som viser at sulfat i seg selv har negative effekter på
vannlevende organismer i ferskvann eller sjøvann. Sjøvann har naturlig svært høyt innhold av
Dato: 2015-05-20
Rev.nr.: 1
Side: 44
klorid. For resipienten Ranfjorden vurderes høyt innhold av sulfat og klorid å ikke å medføre
negative toksiske effekter.
Påvirkning av eventuelt utslipp av sulfat og klorid på vannkvaliteten og den økologiske
situasjonen i Mobekken ansees som ubetydelig. Utslipp av sink fra andre kilder og høy pH vil
være styrende for den økologiske situasjonen i bekken (se kapittel 6.3.1).
6.3.3
Overvåking av grunnvann
Det er ikke grunnvannsuttak i området. Det er etablert 2 grunnvannsbrønner ved innbindingsanlegget, som beskrevet i kap. 3.5.2. Grunnvannsbrønnene har vært prøvetatt siden 1993.
Resultatene av utvalgte tungmetaller i perioden 2001-2014 er vist i Figur 25 og Figur 26 hhv for
brønn 1 og brønn 2.
Figur 25 Konsentrasjoner av tungmetaller samt pH registrert i brønn 1 i perioden 2001-2014
Dato: 2015-05-20
Rev.nr.: 1
Side: 45
Figur 26 Konsentrasjoner av tungmetaller samt pH registrert i brønn 2 i perioden 2001-2014
Resultatene prøvetaking i 1993 er vist i Tabell 6 i kap. 3.5.3. Resultater fra perioden 1993-2000
er ikke vist her, men det resultatene viser stabile verdier i hele perioden fra 1993-2014. Det betyr
at deponidriften synes ikke å påvirke konsentrasjonene i grunnvannet ved innbindingsanlegget.
Brønnene er i tillegg til tungmetaller analysert for cyanid, PAH og PCB. Cyanid og PCB er ikke
påvist i noen av brønnene. PAH er påvist med høyeste konsentrasjon på 2,3 mg/l i brønn 2 i
2003 og nest høyeste konsentrasjon på 0,0079 mg/l i 2014. I brønn 1 er høyeste konsentrasjon
på 0,048 mg/l i 2014.
Disse to brønnene gir bare en begrenset oversikt over grunnvannskvalitet og strømning. På sikt
anbefales det derfor å revidere overvåkningsprogrammet, basert på flere brønner langs hele
gruvesystemet og på ulike dybder.
7
Vurdering av mottakskriterier for deponert avfall
Som beskrevet under kapittel 1.2 stiller avfallsforskriften en rekke krav til avfallet som skal
deponeres i underjordiske deponier. Sammenholdes det innbundne avfallet som deponeres i
Mofjellet Berghaller med disse kriteriene, ser man at avfallet oppfyller kravene i forskriften
(Tabell 15).
Tabell 15 Innbundet avfall sammenholdt med krav i avfallsforskriften
Krav
Ingen endring i volum
Oppfylles
kravet?
JA
Ingen reaksjoner som kan
utgjøre en fare for
driftssikkerheten og/eller
svekke helheten i barrieren
Avfallet skal ikke være biologisk
nedbrytbart
JA
Avfallet skal ikke ha sterk lukt
Ingen dannelse av
giftig/eksplosiv gass.
Avfallet skal ha tilstrekkelig
stabilitet
Selvantennelig avfall skal ikke
deponeres.
Avfallet skal ikke være flyktig
JA
JA
Uidentifiserte blandinger av
avfall skal ikke deponeres
JA
JA
JA
JA
JA
Kommentar
Innbundet avfall forårsaker ingen reaksjoner som
medfører volumendring.
Det er kun behandlet (innbundet) avfall som
deponeres i gruva. Liten risiko for denne type
reaksjoner.
Innbundet avfall har TOC verdier < 5% og høy pH.
Dette gir lav risiko for biologisk nedbrytning av
avfall.
Innbundet avfall innehar ikke sterk lukt.
Innbundet avfall danner ubetydelige mengder
gass.
Avfallet har tilfredsstillende geoteknisk stabilitet.
Avfall som er selvantennelig mottas ikke ved
anlegget.
Andelen flyktig avfall som mottas er svært
begrenset (kun Hg-avfall). Avfall som er flyktig
behandles/innbindes før deponering, og under de
rådende deponiforholdene vil omfanget av
eventuelle flyktige forbindelser være marginalt.
Alt avfall registreres og behandles etter fast
prosedyre.
Dato: 2015-05-20
Rev.nr.: 1
Side: 46
Videre kan underjordiske deponier for farlig avfall kun ta imot avfall som oppfyller
stedsspesifikke mottakskriterier som er fastsatt på bakgrunn av en miljørisikovurdering. Basert
på resultater fra foreliggende miljørisikovurdering er ulike mottakskriterier vurdert for enkelte
sentrale parametere/egenskaper:
Innhold av organisk material (TOC)
Kravet til innhold av organisk karbon (TOC) i ferdig innbundet masse/avfall i dagens tillatelse
ligger på 5%, og kontroll av massene viser at innbundet avfall ligger godt innenfor denne
grenseverdien. Utlekkingstester på avfallet viser at det skjer en utlekking av løst organisk
materiale sannsynligvis på grunn av alkaliske forhold (pH 11-12). Utlekking av DOC i både
standardisert riste- og kolonnetest har en betydelig overskridelse av utlekkingskriterier for farlig
avfallsdeponi. For både organiske miljøgifter og metaller øker mobiliteten med økt DOC
innhold. Dagens mottaksnivå mht TOC vurderes som tilfredsstillende i forhold til mobilisering
av miljøgifter. En økning i TOC-nivå ut over det som mottas i dag vil kreve en ytterlige utredning.
Mottak av avfallstyper med høyt innhold av tungt nedbrytbart organisk karbon som kull, biokull,
grafitt etc. vil imidlertid være positivt. Videre vil enkelte avfallstyper som har lavt innhold av
TOC, men høyt innhold av tungt nedbrytbare og lite mobile organiske miljøgifter som
eksempelvis PCB kunne mottas og behandles.
Utlekkingspotensiale:
Miljøteknikk Terrateams tillatelse fra 2002 gir grenseverdier for utlekking ved bruk av TCLP
utlekkingstest. Resultatene fra TCLP utlekkingstester viser at utlekkingen av innbundet avfall
ligger under de grenseverdier som er satt. Bakgrunnen for disse grenseverdiene er imidlertid
ikke kjent. Utlekkingstester i henhold til avfallsforskriften viser at utlekkingen i hovedsak ligger
innenfor kriteriene for inert avfallsdeponi (As, Ba, Cu, Hg, Ni, Sb, Se, Zn) og ordinært avfall (F-,
SO42-, Cr, Mo, Pb) for CEN-ristetest. For kolonnetesten ligger de fleste elementene lavere eller
på nivå med kravet for inert avfallsdeponi. Både riste- og kolonnetest viser høy utlekking av DOC
og klorid, med verdier som overskrider utlekkingskriteriene for farlig avfallsdeponi.
Under drift er det normalt lite vann som skal komme i kontakt med deponerte masser, slik at
mulighet for utlekking er marginal. Etter at driften har opphørt og gruva fylles med vann vil de
deponerte massene være vannmettet. Resultater fra de hydrogeologiske simuleringene viser at
en liten andel vann vil infiltrere massene. Basert på denne vannmengden og resultater fra
utlekkingstestene er det beregnet framtidig forurensningsfluks. Beregningen viser at bidraget til
resipienten vil være marginal.
For videre testing av det innbundne materialet fra Miljøteknikk Terrateam AS vil det være
fornuftig i tillegg til TCLP-testen, å inkludere utlekkingstestene i henhold til avfallsforskriften.
Dette er tester som er innarbeidet i all deponivirksomhet i Norge, og gir grunnlag for å kunne
sammenligne med etablerte utlekkingskriterier.
Dersom samme fluksberegning som nevnt ovenfor, utføres med konsentrasjoner basert på
utlekkingskriteriene for farlig avfallsdeponi (jf Tabell 10), vil en få mellom 20-30 ganger forhøyet
fluks for Cr, Ni og Pb og 130 ganger for Cu og Zn sammenlignet med bruk av dagens resultater
fra CEN- utlekkingstest.
Selv om Mobekken og Ranfjorden i dag er resipienter med dårlig økologisk og kjemisk tilstand
som følge av utslipp fra industri og sur avrenning fra tidligere gruvevirksomhet, bør ikke
utslippet fra deponerte masser bidra negativt til dette bildet. Mottakskriterier med hensyn til
utlekking bør derfor ikke overskride kriteriene for farlig avfallsdeponi. Unntaket er organisk
materiale og klor, som ikke vurderes å utgjøre noen miljøeffekt på resipienten.
Dato: 2015-05-20
Rev.nr.: 1
Side: 47
Geokjemisk stabilitet:
Gruvevannet i Mofjellet er påvirket av syredannende bergarter, og har til dels lav pH og
forhøyede konsentrasjoner av metaller (spesielt Zn). Målt aciditet i dagens gruvevann er
begrenset, men deponerte masser bør inneha et høyt syrenøytralisasjonspotensial for å hindre
pH endring i massene. Dagens behandling/innbindingsprosess tilfredsstiller dette.
Styrke, geoteknisk stabilitet:
Dagens krav til styrke i innbundet materiale er satt til 0,5 MPa. Dette medfører en økt stabilitet
i gruva. Berggrunnen i området er imidlertid av en slik karakter at selv om materialet skulle
miste styrke over tid har dette liten betydning for den overordnede stabiliteten i området.
Et videreføring av krav til styrke basert på funksjon mht. deponering anses imidlertid som
fornuftig.
Permeabilitet:
Den hydrogeologiske vurderingen har vist at hydraulisk konduktiviteten av deponimasser har
en stor betydning når det gjelder vannstrømning etter utfylling. For å redusere kontakt mellom
grunnvann og deponerte masser så mye som mulig bør deponimasser være mindre permeable
enn bergmassene. Pga. usikkerheter rundt den hydrauliske konduktiviteten hos bergmassen er
det vanskelig å spesifisere et spesifikt krav. Basert på tidligere målinger av permeabilitet
vurderes de nåværende prosessene å være bra nok for å nå en gjennomsnittlig permeabilitet på
omtrent 10-9 m/s, som er mindre enn den vurderte hydrauliske konduktiviteten hos bergmassen.
Ved større endring i innbindingsprosessen må permeabiliteten dokumenteres.
8
Konklusjon
NGI fått i oppdrag av Miljøteknikk Terrateam AS å utarbeide en stedsspesifikk miljørisikovurdering for deponering av farlig avfall i Mofjellet Berghaller som grunnlag for søknad til
Miljødirektoratet.
Den utførte miljørisikovurderingen inneholder en vurdering av følgende:
1.
2.
3.
4.
5.
Avfallet
Gruva
Transportveger
Effekt
Arbeidet har følgende konklusjoner:
1.
Avfallet
Totalt er det deponert ca. 508 580 tonn (ca. 355 800 m3) avfall i Mofjellet siden oppstarten i
1993. Dette utgjør ca. 34% av anslått totalt volum for deponering (1,05 mill m3). Dagens
konsesjon for mottak av avfall ligger på 70 000 tonn per år. I hovedsak er dette farlig avfall med
noe mindre mengder ordinært avfall. Alt avfall som deponeres i gruva stabiliseres ved hjelp av
sement (innbinding).
Utlekking fra avfallet er målt med TCLP-tester, CEN-tester og monolittisk test. Testene viser at
utlekking av metaller ligger innenfor nåværende grenseverdier for TCLP-teste. CEN-test viser at
utlekkingen i hovedsak ligger innenfor grenseverdiene for inert og/eller ordinært avfallsdeponi.
Utlekkingen av DOC og klorid overskrider grenseverdiene for farlig avfallsdeponi. For videre
Dato: 2015-05-20
Rev.nr.: 1
Side: 48
testing av det innbundne materialet bør utlekkingstestene i henhold til avfallsforskriften
inkluderes. Samtidig vil det være fornuftig å videreføre TCLP-testen på grunn av sammenligning
med historiske data.
2. Gruva
Mofjellet Berghaller er en tørr gruve med få sprekker. Bergmassen er vurdert til å ha lav
hydraulisk konduktivitet (mindre enn 10-8 m/s). Etter hvert som brytningsrommene fylles med
deponimasse vil muligheten for innrasning avta sterkt. Gruva anses som en geoteknisk stabil
gruve. Det antas videre at et eventuelt jordskjelv ikke vil medføre alvorlige skader i gruva med
konsekvenser for overflaten av Mofjellet.
3. Transportvurdering
Den hydrogeologiske vurderingen viser at vannstrømning i gruva er lav og konsentrert rundt
noen spesifikke punkter. Nåværende lekkasje fra gruva (pumpet vann) er omtrent 250 m3/d,
men etter gruven blir utfylt og vannmettet (på sikt) vil mengden av vann i kontakt med avfall i
gruven reduseres ca. 40 ganger.
Det bør gjøres en gjennomgang av dagens overvåkingsprogram både når det gjelder
prøvetakingspunkter, behov for nye grunnvannsbrønner og kjemiske parametere.
4. Effekt
Overvåking av pumpevann fra gruva og grunnvann viser at konsentrasjonene av metaller ligger
på nivå med før deponeringen startet. Kloridkonsentrasjonen i pumpevann er imidlertid
forhøyet og indikerer påvirkning av deponert avfall. Det er påvist høy kloridutlekking fra avfallet
som følge av innbinding av flyveaske. Det samme gjelder innholdet av sulfat. For resipienten
Ranfjorden vurderes høyt innhold av sulfat og klorid å ikke å medføre negative toksiske effekter.
Det bør kartlegges i hvor stor grad deponerte avfallsmasser står i kontakt med vann som pumpes
ut av gruva, og vurdere behovet for eventuelle tiltak.
Spor av PAH både i pumpevannet og grunnvannet kan skyldes innbindingsmassene men også
andre eksterne kilder som for eksempel dieseldrevne kjøretøy.
Oppfylling av gruva med innbundet avfall som gir en utlekking med høy pH vurderes å ha en
positiv effekt på utlekking av surt gruvevann på lang sikt, ved at konsentrasjonene og mengdene
reduseres.
5.
Mottakskriterier med hensyn til utlekking bør ikke overskride kriteriene for farlig avfallsdeponi
gitt i avfallsforskriften. Unntaket er løst organisk materiale (DOC) og klor, som ikke vurderes å
utgjøre noen miljøeffekt på resipienten.
En økt andel TOC-holdig materiale vil kunne redusere stabiliseringseffekten og gi økt mobilitet
av metaller/organiske miljøgifter. En generell økning i TOC innholdet anbefales derfor ikke.
Innbinding av avfallstyper med høyt innhold av tungt nedbrytbart organisk karbon som kull,
biokull, grafitt etc. vil imidlertid være positivt. Enkelte avfallstyper som har lavt innhold av TOC,
men høyt innhold av tungt nedbrytbare og lite mobile organiske miljøgifter som eksempelvis
PCB vil kunne mottas og behandles.
Dato: 2015-05-20
Rev.nr.: 1
Side: 49
Deponerte masser bør inneha et høyt syrenøytralisasjonspotensial for å hindre pH endring i
massene. Permeabiliteten i stabiliserte masser bør være på nivå med eller lavere enn bergmassen
rundt for å redusere kontakt mellom vann og deponert masse på lang sikt. Dagens behandling/
innbindingsprosess tilfredsstiller begge disse kravene. Permeabiliteten av innbundet materiale
bør imidlertid dokumenteres ved større endring i innbindingsprosessen.En videreføring av krav
til styrke basert på funksjon mht. deponering anses som fornuftig.
9
Referanser
Astrup, T. (2008)
Management of APC residues from W-T-E plants. An overview of management options and
treatment methods. Rapport fra ISWA-WG Thermal Treatment of Waste.
Bergverksarkivet BA 1073:Pro Memoria, Bergmester Rieber, 1939.
Brev fra SFT til Bergverksselskapet Nord Norge, 3. juni 1987.
Brev fra Bergmesteren i Nordland distrikt til SFT, 24.11.87.
FM Nordland, 2007
ISBN 82-92558-29-2 Fylkesmannen i Nordland Rapport nr. 03-2007
FM Nordland (2009)
Forvaltningsplan for vannregion Nordland for planperioden 2010 – 2015. Fylkesmannen i
Nordland, 29. oktober 2009.
https://snl.no/sfaleritt
http://no.wikipedia.org/wiki/Kadmium
Molab (2014)
Overvåking i mo Industripark. Årsrapport 2013.
NGU (2013)
NGU rapport nr 2013.048 The Mofjell project, side 70.
NGU-faktaark, malmdatabasen: Forekomst 1833-076 Mofjellet.
Nordic Council of Ministers (2006)
Development of criteria for acceptance of monolithic waste at landfills. TemaNord rapport
2006:555. Copenhagen.
Nordic Council of Ministers (2009)
Acid neutralization capacity of waste – specification of requirements stated in landfill
regulations. TemaNord rapport 2009:580, Chopenhagen.
Noteby (1993)
Rapport 45325/2: Mofjellet berghaller A/S. Hydrogeologiske undersøkelser Mofjellet gruber.
Del 1: Inne i gruva. 9. mars 1993.
Noteby (1993)
Rapport 45325/3: Mofjellet berghaller A/S. Hydrogeologiske undersøkelser Mofjellet gruber.
Del 2: Ved innbindingsanlegget. 9. august 1993.
Dato: 2015-05-20
Rev.nr.: 1
Side: 50
Sundvor, R. (1993)
Rehabilitering av koksverkstomta. Sammenligning av Toxicity Characteristic Leaching
Procedure (TCLP) og dynamisk utlakingsmetode. Prosjektnr 93206. 10. desember 1993.
Østlandskonsult AS
O. NR. 503.028. Utredning om: Utbygging av et behandlingsanlegg for spesialavfall i Rana.
Miljø- og risikoforhold (Delrapport nr. 13)
Østlandskonsult AS (1988)
Analyserapport for vannprøver fra Mofjellet Grube November 1988.
Dato: 2015-05-20
Rev.nr.: 1
Vedlegg A, side: 1
Vedlegg A
OMRÅDEKART SOM VISER GRUNNVANNSBRØNNER
p:\2014\03\20140308\leveransedokumenter\rapport\revidert rapport mai 2015\vedlegg a_front.docx
Dato: 2015-05-20
Rev.nr.: 1
Vedlegg B, side: 1
Vedlegg B
SIGMA H - NOTAT
p:\2014\03\20140308\leveransedokumenter\rapport\revidert rapport mai 2015\vedlegg b_front.docx
1
NOTAT vedrørende bergmekaniske forhold og befaring i Mofjellet gruve
1. Beliggenhet og geologi
Figur 1 viser beliggenheten av gruva i Mofjellet, like sør for bebyggelsen i Mo.
Figur 1: Beliggenhet av Mofjellet gruve.
Historisk har det vært drevet gruvedrift i Mofjellet siden slutten av 1800-tallet,
men de delene av gruva som i dag brukes som deponi er i det alt vesentlige
drevet ut i perioden 1971 – 1987. Hovedadkomsten til gruva skjer via den
såkalte bilstollen som er omtrent 3 km lang, se figur 1. Den en drevet med
stup nedover på ca. 4-5 grader.
I forbindelse med planene om å bruke gruverommene til deponi utførte
NOTEBY (Norsk Teknisk Byggekontroll, i dag en del av Multiconsult), på
oppdrag av Mofjellet Berghaller A/S i 1990 en grundig ingeniørgeologisk
vurdering av gruva. Dette er presentert i rapporten ”Avfallsdeponering i
Mofjellet Gruber” av 28. mai 1990. Dette gir en god bergteknisk beskrivelse av
gruva. Jeg tar derfor bare med en forkortet versjon av den i denne rapporten.
Forekomsten består av tre parallelle langstrakte, såkalte malmlinser som
ligger over hverandre med en innbyrdes avstand på opp til ca. 30 m. Disse
kalles Linse 1 (øverst), Linse 2 og Linse 3. Linsene har en bredde på 20 – 70
m og en tykkelse på ca. 3 – 4 m. Linsene er drevet ut i en lengde på ca. 3 km i
Ø-V retning.
Malmlinsene ligger i lyse, granatførende glimmergneiser med ca. Ø –V strøk
og med fall 10 -30 grader mot sør. Den vertikale bergoverdekningen over
malmene ligger ca. mellom 200 og 300 m.
2
Malmmineralene er sinkblende ZnS, blyglans PbS, kobberkis CuFeS og
svovelkis FeS2, dvs. sulfider. Metallgehaltene har i gjennomsnitt vært 3,5%
Zn, 0,85% Pb og 0,30% Cu.
Det finnes ikke forkastninger eller svakhetssoner av betydning i gruveområdet.
Generelt er gruva meget tørr.
Bilstollen er drevet fra dagen med skjæring gjennom Linse 2 og ned til Linse 3
i den delen av gruva som går under navnet Østgruva. Hittil har all deponering
foregått i Østgruva og øvre del av Vestgruva. Vestgruva er delvis vannfylt og
har vanskelig adkomst, men kan være et framtidig alternativ.
Brytningen har for en stor del vært såkalt rom og pilar-brytning. Malmlinsene
er fulgt med stoller og malmen er tatt ut i 3- 6 m høye rom. I brytningrommene
settes det igjen malmpilarer i et mer eller mindre regelmessig mønster for å
støtte opp taket.
Figur 2 viser et utsnitt av et brytningsrom i Linse 2.
Figur 2: Utsnitt av rom og pilar-område i Linse 2. Malmgrenser til høyre og venstre
3
Enkelte deler av forekomsten er drevet med såkalt langhullsboring, som er
driving mellom to nivåer av gruva med sprengning via lange borhull. Dette gir
brytningsrom uten bergsikring/bolting, og hvor utlasting av malmen skjedde
med fjernstyrte lastemaskiner.
Gruva ventileres via to borede sjakter fra dagen og via bilstollen.
Generelt konkluderer NOTEBY med at store deler av gruva er egnet som
deponi forutsatt supplerende bergsikringstiltak (bergbolting) der dette er
nødvendig.
2. Bergmekaniske undersøkelser
NOTEBY-rapporten nevner ikke at det i 1976 ble utført en omfattende
bergmekanisk undersøkelse i gruva av daværende Institutt for gruvedrift ved
NTH (Nå en del av Institutt for geologi og bergteknikk ved NTNU) med
undertegnede som prosjektleder.
Undersøkelsen er beskrevet i ”Rapport vedrørende bergtrykksmålinger ved
Mofjellet grube 6/1-13/1-1976”.
Bakgrunnen for undersøkelsen var at en på dette tidspunktet hadde problemer
med stabiliteten av pilarene i noen brytningsrom med tilløp til kollaps av to
små pilarer.
Måleprogrammet besto av to deler:
1. Måling av belastning på utvalgte pilarer
2. Måling av det opprinnelige bergspenningsmønsteret med vertikale og
horisontale spenninger.
I forbindelse med dette ble det utført laboratorieundersøkelser for å
bestemme malmen og sidebergets mekaniske egenskaper , se tabell 1.
Tabell 1: Mekaniske egenskaper av bergarter fra Mofjellet Gruve
Bergart
Malm Linse 2
Malm Linse 2
Malm Linse 2
Malm Linse 3
Gneis Sideberg
E-modul
GPa
44
24
23
21
24
Poissons
forhold
0,10
0,12
0,11
0,10
0,10
Trykkfasthet
MPa
82
72
42
45
81
Generelt viser undersøkelsen at malm og sideberg har relativt lav trykkstyrke.
Det ble også kjørt såkalte krypeforsøk på malm ved å belaste kjerneprøvene med en
belastning nær prøvens trykkfasthet. Dette gir en indikasjon på mulig tidsavhengig
4
deformasjon av berget som kan gi brudd etter kortere eller lengre tid. Enkelte prøver
viste betydelig krypning, noe som indikerer at brudd i pilarer kan oppstå over tid.
Pilarmålingene viste at to av pilarene hadde en sikkerhetsfaktor mindre enn 1, noe
som indikerte at pilaren var i en bruddtilstand. Ut fra dette ble det anbefalt at en
enten måtte gjennomføre omfattende bergsikring/bolting av pilarene eller øke
dimensjonene. I en senere ”Rapport vedrørende befaring i Mofjellet Grube 29/31978” ble det i tillegg gitt anbefaling om å orientere pilarene normalt på lagdelingen i
stedet for vertikalt.
Måling av det opprinnelige bergspenningsmønsteret viste at den største
spenningskomponenten er flattliggende med en størrelse på12 MPa og med
orientering omtrent normalt på malmens strøkretning.
Den nest største spenningskomponenten er også flattliggende med størrelse 7 MPa
og orientert langs malmens strøkretning.
Den minste spenningskomponenten er steiltstående og tilsvarer vekten av de
overliggende masse på aktuelle dyp.
Målingene viser at spenningsbildet domineres av geologisk betingede krefter og
ikke bare tyngdekraften. Dette er i overensstemmelse med målinger utført ved Rana
Gruber og Bleikvassli Gruber som ligger i samme type bergarter i samme region,
hvor også spenningsbildet domineres av høye, flattliggende spenninger.
3. Befaring 7.oktober 2014
Etter forslag NGI foretok undertegnede en befaring i gruva den 7.oktober 2014.
Befaringen ble foretatt sammen med daglig leder Grete Henriksen, driftssjef Ernst
Gjesbakk og HMS-leder /laboratorieansvarlig Anne Skotnes fra Miljøteknikk
Terrateam AS.
Det ble først gitt en orientering om bedriften og litt om prosessen. Massene som
deponeres i gruva støpes monolittisk i form av en betonglignende masse. I
konsesjonskravene står det at trykkfasthet av massen skal være minst 0,5 MPa etter
28 dagers herding. I følge laboratorieansvarlig Anne Skotnes ligger trykkfastheten
som regel over 1 MPa og ofte over 2 MPa, som er det meste som kan måles med det
utstyret bedriften har. Massen fraktes inn i gruva med dumpere. Konsistensen varier
etter bruken. Halvtørr/jordfuktig masse brukes for å tette åpninger mellom
deponiområdet og bilstollen, mens flytende masse brukes for selve oppfyllingen.
Forekomsten har et fall på mellom 10 og 30◦ mot sør. Massene tippes oftest fra et
overliggende nivå og flyter ned mot bilstollen, hvor åpningene mot brytningsrommene
er tettet.
Befaringen ble foretatt med bil fra dagen ned til nederste tilgjengelige nivå i bilstollen.
Taket i stollen er godt sikret med bolter av gammel og ny dato. Mange steder ble det
observert såkalt spraking i taket. Dette er brudd i berget på grunn av effekten av høye
5
horisontale spenninger på tvers av stollen. Som nevnt i avsnittet over, viste
bergspenningsmålingene i 1976 nettopp dette. Dette gir en oppkonsentrasjon av
trykket i taket, noe som kan gi brudd slik som observert. Figur 2 viser et foto av taket i
bilstollen:
Figur 2: Spraking i taket av bilstollen. Taket er sikret med gamle (rustne) og nyere bolter (galvaniserte)
I følge driftssjef Gjesbakk kontrolleres taket regelmessig og rensking og ny bolting
utføres om nødvendig. Før nye driftsområder tas i bruk utføres grundig rensk og
bolting. Det brukes forspente, galvaniserte bolter med lengde 2,0 eller 3,0 m. Årlig
settes det 500- 1000 bolter.
Åpningene mellom stollen og brytningsrommene tettes med jordfuktig masse. Figur 3
viser et eksempel på dette:
Figur 3: Åpning mot brytningsrom tettet med masse. Meget god kontakt mellom berg og masse.
Legg merke til tett bolting av taket, delvis med bånd mellom boltene.
6
Under befaringen ble mange slike åpninger inspisert og alle viste meget god kontakt
mellom berg og masse. I tillegg til tetting vil massene være god støtte for pilarene,
noe som generelt vil gi økt stabilitet i området.
Noen steder er pilarer boltet med horisontale bolter for å holde løse blokker på plass
som vist på figur 4:
Figur 4: Bolting av pilarvegg med horisontal bolt. Legg også merke til tett bolting av taket i bakgrunnen
Fra et gruveteknisk synspunkt synes den aktiviteten som drives å være gjort på en
arbeidsmiljømessig sikker måte. De utførte bergsikringstiltak er gjennomført på en
faglig forsvarlig måte, og det føres kontinuerlig kontroll av forholdene.
Gruva inspiseres også jevnlig av Direktoratet for Mineralforvaltning (Dirmin, tidligere
Bergmesteren).
4. Generell vurdering av stabiliteten i gruveområdet
Som nevnt ovenfor skjedde det for mange år siden kollaps av to malmpilarer i
gruveområdet. Dette er imidlertid i et meget begrenset område. De høye, horisontale
bergspenningene på tvers av malmens strøk/lengderetning vil i denne sammenheng
være svært gunstig, i det de vil presse berget i taket i brytningsrommene sammen og
forhindre store innrasninger. Tykkelsen av malmkroppene er dessuten for det meste
bare 3 – 5 m. Med en bergoverdekning på 200-300 m utelukker dette at en eventuell
innrasning vil spre seg til overflaten på Mofjellet.
Etter hvert som brytningsrommene fylles med deponimasse vil videre muligheten for
innrasning avta sterkt.
7
5. Jordskjelvrisiko
Generelt er jordskjelvaktiviteten større i Nordland enn i resten av landet, og Ranaområdet med kyststrøkene utenfor skiller seg spesielt ut. Her skjedde det største
jordskjelvet som er registrert i historisk tid i Skandinavia i 1819. Det er beskrevet at
grunnmurer og skorsteiner raste sammen, og at folk hadde problemer med å holde
seg oppreist. Det utløste flere leir- og fjellskred, og det ble rapportert om en liten
tsunami i fjorden. Etterberegninger på grunnlag av beskrivelsen viser at skjelvet
hadde en styrke på 5,8 på Richters skala. Det er klart at det ikke kan utelukkes at et
tilsvarende skjelv kan skje.
Generelt er det slik at jordskjelv påvirker underjordsanlegg lite i forhold til
installasjoner på overflaten. Eksempelvis ga det enorme jordskjelvet i Chile i 2010
med styrke 8,8 ingen skader i underjordsgruver omtrent 100 km unna episenteret.
Dette har sammenheng med at rystelsene vil være sterkest på overflaten der en har
”fri flate”. Ellers regnes jordskjelv lavere enn Richter 5 normalt ikke å medføre store
skader.
I Mofjellet finnes ingen aktive forkastninger eller knusningssoner som kunne ha
medført forskyvninger i forbindelse med jordskjelv. Det antas derfor at et eventuelt
jordskjelv ikke vil medføre alvorlige skader i gruva med konsekvenser for overflaten
av Mofjellet.
En eventuell kostbar numerisk modellering for å kunne dokumentere dette anses
unødvendig og urealistisk.
Til orientering følger vedlagt en historisk oversikt over jordskjelv i Norge med styrke
5 eller høyere (utarbeidet av professor Hilmar Bungum, tidligere NORSAR).
Vedlagt følger også en beskrivelse av gruvedriften i Mofjellet hentet fra ”Bergverk
1975”, 75 års jubileumsskrift for Bergverkenes Landssammenslutning.
Melhus 30.oktober 2014
Arne Myrvang (sign)
Professor emeritus
8
9
10
11
12
13
14
Dato: 2015-05-20
Rev.nr.: 1
Vedlegg C, side: 1
Vedlegg C
RESULTATER FRA MONOLITTISK UTLEKKINGSTEST
p:\2014\03\20140308\leveransedokumenter\rapport\revidert rapport mai 2015\vedlegg c_front.docx
Vedlegg C
Dynamisk utlaking (mg/m2/døgn)
Kontroll- og referanseside/
Review and reference page
Dokumentinformasjon/Document information
Dokumenttittel/Document title
Miljørisikovurdering – Underjordisk deponering av farlig avfall i Mofjellet
Berghaller
Dokumentnr./Document No.
20140308-01-R
Dokumenttype/Type of document
Distribusjon/Distribution
Rapport / Report
Begrenset/Limited
Dato/Date
2015-01-06
Rev.nr.&dato/Rev.No.&date
1 2015.05.20
Oppdragsgiver/Client
Miljøteknikk Terrateam AS
Emneord/Keywords
Stedfesting/Geographical information
Land, fylke/Country
Nordland
Havområde/Offshore area
Kommune/Municipality
Rana
Feltnavn/Field name
Sted/Location
Mofjellet
Sted/Location
Kartblad/Map
Felt, blokknr./Field, Block No.
UTM-koordinater/UTM-coordinates
UTM32 Ø730935, N7363295
Dokumentkontroll/Document control
Kvalitetssikring i henhold til/Quality assurance according to NS-EN ISO9001
Rev/
Rev. Revisjonsgrunnlag/Reason for revision
Egenkontroll
av/
Self review by:
Sidemannskontroll av/
Colleague
review by:
0
Originaldokument
2015-01-06
2015-01-06
Marianne Kvennås Gudny Okkenhaug
1
Inkludert tilbakemeldinger fra Miljødirektoratet
2015-05-18
2015-05-19
Gudny Okkenhaug Marianne Kvennås
Dokument godkjent for utsendelse/
Document approved for release
Mal rev. dato: 2015-01-01, rev.nr 0
Uavhengig
kontroll av/
Independent
review by:
Tverrfaglig
kontroll av/
Interdisciplinary
review by:
Dato/Date
Prosjektleder/Project Manager
20. mai 2015
Marianne Kvennås
Skj.nr. 043

Miljørisikovurdering – farlig avfallsdeponi Mofjellet

Transcription

Similar documents

Bergtatt - Visit Molde

9Eia Bergvesenet Rapportarkivet - Norges geologiske undersøkelse

Hornsignalet sept 13.pdf

Ukentlig Kontroll av Truck

I Benjamin Sigismund og Gunnhild Bondes fotspor - Nord

Hornsignalet sept12.pdf

Presentasjon Brynjulf Hansen

Miljøoppfølgingsprogram -teknisk notat

BØNNER - Grønn kirke